- Universidad de El Salvador

UNIVERSIDAD DE EL SALVADOR
FACULTAD DE INGENIERÍA Y ARQUITECTURA
ESCUELA DE INGENIERÍA CIVIL
“MANUAL PARA EL DISEÑO DE UNIDADES DE TIPO BIOLOGICO EN
PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS EN
EL SALVADOR”
PRESENTADO POR:
CARLOS ANTONIO AYALA DURÁN
ELÍ DIAZ CASTILLO
PARA OPTAR AL TITULO DE:
INGENIERO CIVIL
CIUDAD UNIVERSITARIA, MARZO DE 2008
UNIVERSIDAD DE EL SALVADOR
RECTOR
:
MSc. RUFINO ANTONIO QUEZADA SÁNCHEZ
SECRETARIO GENERAL
:
LIC. DOUGLAS VLADIMIR ALFARO CHÁVEZ
FACULTAD DE INGENIERIA Y ARQUITECTURA
DECANO
:
ING. MARIO ROBERTO NIETO LOVO
SECRETARIO
:
ING. OSCAR EDUARDO MARROQUÍN HERNÁNDEZ
ESCUELA DE INGENIERIA CIVIL
DIRECTOR
:
MSc. ING. FREDY FABRICIO ORELLANA CALDERÓN
UNIVERSIDAD DE EL SALVADOR
FACULTAD DE INGENIERÍA Y ARQUITECTURA
ESCUELA DE INGENIERÍA CIVIL
Trabajo de Graduación previo a la opción al Grado de:
INGENIERIO CIVIL
Titulo
:
“MANUAL PARA EL DISEÑO DE UNIDADES DE TIPO BIOLÓGICO EN
PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS EN
EL SALVADOR”
Presentado por
:
CARLOS ANTONIO AYALA DURÁN
ELÍ DIAZ CASTILLO
Trabajo de Graduación aprobado por
:
MSc. ING. RICARDO ERNESTO HERRERA MIRÓN
MSc. ING. LUÍS ALBERTO GUERRERO
ING. FLAVIO MIGUEL MEZA
San Salvador, Marzo de 2008.
Trabajo de Graduación Aprobado por:
Docentes Directores:
MSc. ING. RICARDO ERNESTO HERRERA MIRÓN
MSc. ING. LUÍS ALBERTO GUERRERO
ING. FLAVIO MIGUEL MEZA
v
AGRADECIMIENTOS
Al finalizar la elaboración del presente trabajo de gradación, queremos hacer
públicos nuestros agradecimientos:
A DIOS: En primer lugar deseamos agradecer al Padre Celestial, quién con
amor nos ha enseñado lo que sabemos de la vida. Quién de manera bondadosa
nos permite alcanzar nuestros anhelos, permitiéndonos vivir y brindándonos la
capacidad de hacer lo que deseamos. Gracias a El, quién sin duda alguna es el
mejor de todos los padres, gracias a El por permitirnos pensar, gracias a El por
darnos el potencial para crecer.
A NUESTROS DOCENTES DIRECTORES ING. RICARDO ERNESTO
HERRERA MIRON, ING. LUIS ALBERTO GUERRERO E ING. FLAVIO
MIGUEL MEZA: Gracias por ayudarnos en el desarrollo del presente trabajo de
graduación, por orientarnos y dar de su tiempo y sus recursos, por estar
siempre dispuestos a ayudarnos en todo momento, que Dios les bendiga y
duplique su acto de bondad al prestar su servicio desinteresado.
AL PERSONAL DOCENTE DE LA ESCUELA DE INGENIERÍA CIVIL: Gracias
por impartir de su cononicimiento y contribuir a nuestra formación. Todos
tenemos necesidad de maestros y ustedes han pasado a formar parte de ese
grupo selecto, a los que consideramos como nuestros formadores, gracias por
enseñarnos lo que saben.
vi
DEDICATORIA
A MI PADRE CELESTIAL: Por que siempre me ha hecho sentir que soy
importante para El.
A JESUCRISTO: Por conocer de mis agonías y brindarme consuelo cuando
más lo necesito.
A MIS PADRES ISRAEL Y ADELA: Por poner su vida a mi servicio y al servicio
de mis hermanos, por cuidarme y animarme a seguir adelante, porque siempre
se han sacrificado y trabajado arduamente para sacar adelante la familia. Les
admiro mucho por su gran sentido de responsabilidad, amor y abnegación.
A MIS HERMANOS OSCAR, RAUL, JOSE, INES Y MARINA: Por formar parte
de la familia y por ser las personas con quienes he compartido muchos
momentos bonitos de mi vida.
A MIS TIOS ROBERTO Y CARMEN: Por hacerme sentir como uno de sus hijos
y apoyarme durante todo el tiempo en el que estudie mi carrera universitaria.
A CARMEN ELENA, SU PAPA JUVENTINO Y SU MAMA LUZ AMANDA: Por
formar parte de mi vida y darle el toque que le faltaba.
A MIS AMIGOS: Elí, Miguelito, Luigi, Ivonne, Passuelo, Zulma, Néstor, René,
Carmen, Roosmery, por su amistad y apoyo.
CARLOS ANTONIO AYALA DURÁN
vii
A Nuestro Padre Celestial le doy las Gracias por que su Gracia e infinita
Misericordia me han Bendecido dándome fortaleza, sabiduría, paz y dirección
en todas las etapas de mi vida.
A mis padres: Paulino Díaz Navas y Juana de Dios Castillo quienes me guiaron
y apoyaron incondicionalmente en todo este tiempo, les agradezco por todo y
les doy infinitas gracias, deseando que Dios les Bendiga con su Gracia.
A mis hermanos: Josué Natán. Gracias por haberte sacrificado por mí, por
brindarme tu apoyado incondicionalmente. Que Dios te Bendiga. A Saúl Otoniel
por tu apoyo y fé en mí, A Edwin Rene D. C. y Jimmy Cáceres. Que Dios les
Bendiga maravillosamente.
A mi esposa Eva Débora Lesli por tu amor, confianza y paciencia, gracias por
haber estado a mi lado en tan grande camino, pero sobre todo por el tesoro que
me has regalado Astor Elí D. C (a mi hijo), a los dos les Amo con todo mi
corazón.
A Carlos Antonio Ayala por haber depositado tu confianza en mí en tan
importante trabajo, Gracias por tu paciencia, por tu amistad y porque eres una
gran persona Que Dios Te Bendiga Grandemente. Así como también a todos
mis amigos y compañeros de estudio.
ELI DIAZ CASTILLO
viii
ÍNDICE
Pág.
ÍNDICE DE TABLAS.
.
.
.
.
.
.
.
.xvi
ÍNDICE DE FIGURAS.
.
.
.
.
.
.
.
.xxiv
GENERALIDADES .
.
.
.
.
.
.
.
.2
1.1.RESUMEN. .
.
.
.
.
.
.
.
.2
1.2.ANTECEDENTES Y PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA. .
.4
CAPITULO I
1.2.1. Antecedentes.
.
.
.
.
.
.
.4
.
.
.
.
.13
1.3.OBJETIVOS, ALCANCES Y LIMITACIONES. .
.
.
.15
1.2.2. Planteamiento del Problema.
1.3.1. Objetivos.
.
.
.
.
.
.
.
.15
.
.
.
.
.
.15
.
.
.
.
.15
1.3.1.1.
Objetivo General.
1.3.1.2.
Objetivos Específicos.
1.3.2. Alcances.
.
.
.
.
.
.
.
.16
1.3.3. Limitaciones.
.
.
.
.
.
.
.17
1.4.JUSTIFICACIÓN. .
.
.
.
.
.
.
.19
.
.
.
.21
1.5.METODOLOGÍA DE LA INVESTIGACION.
CAPITULO II
MARCO CONCEPTUAL .
.
2.1.MARCO TEÓRICO BÁSICO.
.
.
.
.
.
.23
.
.
.
.
.
.24
.
.
.
.
.24
2.1.1. Definición aguas Residuales.
ix
2.1.2. Origen y clasificación de las Aguas Residuales.
.
.24
2.1.2.1.
Aguas Residuales de Origen Doméstico.
.
.25
2.1.2.2.
Aguas Residuales de Origen Industrial. .
.
.25
2.1.2.3.
Aguas Residuales de Origen Agrícola. .
.
.26
2.1.3. Características de las Aguas Residuales Domésticas.
.26
2.1.3.1.
Características Físicas.
.
.
.
.
.27
2.1.3.2.
Características Químicas. .
.
.
.
.27
2.1.3.3.
Características Biológicas..
.
.
.
.29
.
.31
.
.
.34
.
.
.
.35
2.1.4.1.2. Procesos de Tratamiento.
.
.
.
.35
2.1.4.1.3. Operaciones Unitarias.
.
.
.
.37
2.1.4.1.4. Procesos Químicos Unitarios.
.
.
.37
2.1.4.1.5. Procesos Biológicos unitarios.
.
.
.37
2.1.4. Tratamiento de las Aguas Residuales Domésticas.
2.1.4.1.
Terminología Básica.
.
.
2.1.4.1.1. Plantas de tratamiento de Aguas
Residuales Domésticas. .
.
2.1.4.1.6. Sistemas de Tratamiento de Aguas Residuales. .37
2.1.4.1.7. Sistemas Convencionales.
.
.
.
.38
2.1.4.1.8. Sistemas no convencionales. .
.
.
.39
2.1.4.1.9. Unidades complementarias y componentes
de los sistemas.
2.1.4.2.
.
.
Etapas de Tratamiento.
.
.
.
.
.39
.
.
.
.
.39
x
2.1.4.2.1. Tratamiento Preliminar.
.
.
.
.40
2.1.4.2.2. Tratamiento Primario. .
.
.
.
.41
2.1.4.2.3. Tratamiento Secundario.
.
.
.
.43
2.1.4.2.4. Tratamiento Terciario. .
.
.
.
.44
2.1.4.2.5. Tratamiento Cuaternario.
.
.
.
.45
2.1.4.2.6. Tratamiento de Quinta Generación. .
.
.46
2.1.4.3.
Tratamiento Químico del Agua Residual.
.
.47
2.1.4.4.
Tratamiento Biológico del Agua Residual.
.
.47
2.1.4.4.1. Tratamiento Biológico Aerobio.
.
.
.48
2.1.4.4.2. Tratamiento Biológico Anaerobio.
.
.
.49
.
.54
3.1. DATOS GENERALES DEL PROYECTO EN ESTUDIO.
.
.56
3.2. CARACTERIZACION DE LAS AGUAS RESIDUALES.
.
.59
.
.60
Parámetros de medición de materia orgánica .
.62
CAPITULO III.
ESTUDIOS Y ANALISIS PREVIOS AL DISEÑO
DE PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DOMÉSTICAS.
.
.
.
.
3.2.1. Medición de parámetros. .
3.2.1.1.
.
.
3.2.1.1.1. Relación DQO/DBO. .
.
.
.
.
.
.
.
.64
3.2.1.2.
Gama de Sólidos. .
.
.
.
.
.65
3.2.1.3.
Grasas y Aceites.
.
.
.
.
.
.67
3.2.1.4.
Turbiedad.
.
.
.
.
.
.68
.
xi
3.2.1.5.
Detergentes. .
.
.
.
.
.
.69
3.2.1.6.
Temperatura.
.
.
.
.
.
.70
3.2.1.7.
Potencial de Hidrogeno (pH).
.
.
.
.71
3.2.1.8.
Coliformes Totales. .
.
.
.
.
.71
3.2.1.9.
Coliformes Fecales.
.
.
.
.
.72
3.2.1.10. Fósforo total. .
.
.
.
.
.
.72
3.2.1.11. Nitrógeno Total.
.
.
.
.
.
.73
3.3.COMPONENTES QUE SE AGREGAN AL AGUA
DESPUES DE SU USO.
.
.
.
.
.
.73
3.3.2. Compuestos inorgánicos. .
.
.
.
.
.74
3.3.3. Gases.
.
.
.
.
.
.75
.
.
.
.
.
.76
DE LAS AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS. .
.
.
.76
3.5.ANALISIS Y MEDICION DE DATOS BASICOS.
.
.
.82
.
.
.
.82
Cálculo de la población de diseño.
.
.
.83
.
.
.84
.
.
.
3.3.4. Compuestos orgánicos.
3.4.RANGO DE VALORES DE LOS PARAMETROS
3.5.1. Población de diseño.
3.5.1.1.
.
.
3.5.2. Determinación de los caudales de diseño.
3.5.3. Cálculo del caudal proyectado de agua residual, en la red. .89
xii
CAPITULO IV
DIAGNOSTICO GENERAL DE PLANTAS DE TRATAMIENTO
DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS EN EL SALVADOR:
NORMAS, LEYES Y REGLAMENTOS QUE SE DEBEN
CONSIDERAR EN EL DISEÑO. .
.
.
.
.
.
.91
4.1.DESCRIPCIÓN GENERAL DE LOS TIPOS DE PLANTAS
MÁS USADAS EN EL SALVADOR. .
.
.
.
.
.92
4.1.1. Plantas Convencionales. .
.
.
.
.
.92
.
.
.103
.
.
.109
4.1.4. Plantas con Sistemas de Lodos Activados.
.
.
.112
4.1.5. Plantas con Lagunas de Estabilización. .
.
.
.115
4.1.6. Otros Tipos de Plantas de Tratamiento. .
.
.
.118
4.1.2. Plantas con Tanques Imhoff usado como
tratamiento primario.
.
.
.
.
4.1.3. Plantas con Reactor Anaerobio de Flujo
Ascendente (RAFA).
.
.
.
.
4.2.NORMAS A CONSIDERAR EN EL DISEÑO DE LAS
UNIDADES DE TIPO BIOLÓGICO EN PLANTAS DE
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS
EN EL SALVADOR.
.
.
.
.
.
.
.
.122
4.2.1. Propuestas de Normas Nacionales.
.
.
.
.122
4.2.2. Normas Internacionales. .
.
.
.
.
.127
4.3.LEYES Y OTROS DOCUMENTOS.
.
.
.
.
.130
xiii
CAPITULO V
GUIAS PARA EL DISEÑO DE UNIDADES DE TRATAMIENTO
DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS DE TIPO BIOLOGICO
Y FISICO: CRITERIOS Y PARÁMETROS DE DISEÑO.
.
.
.133
.
.
.134
5.1.1. Guía para el diseño de Rejas y canales afluentes
.
.134
5.1.2. Guía para el diseño de desarenadores.
.
.149
5.1.3. Guía para el diseño de Trampas de grasas y Aceites.
.178
5.1.TRATAMIENTO PRELIMINAR .
5.2. TRATAMIENTO PRIMARIO.
.
.
.191
5.2.1. Guía para el diseño de Sedimentadores Primarios. .
.191
5.2.2. Guía para el diseño de Fosas Sépticas. .
.
.
.230
5.2.3. Guía para el diseño de Tanques Imhoff.
.
.
.261
.
.
.293
5.3.1. Guía para el diseño de Lagunas de estabilización.
.
.293
5.3.2. Guía para el diseño de Filtros Biológicos.
.
.343
.
.
.
.
5.3.TRATAMIENTO SECUNDARIO. .
.
.
.
.
.
5.3.3. Guía para el diseño de Reactores Anaerobios de
Flujo Ascendente (RAFA). .
.
.
.
.369
5.3.4. Guía para el diseño de Lodos Activados.
.
.
.419
.
.
.456
5.4.1. Guía para el diseño de Patios de secado de Lodos. .
.456
5.4. TRATAMIENTO DE LODOS.
.
.
.
.
.
CAPITULO VI
EJEMPLOS DE DISEÑO DE UNIDADES DE TIPO BIOLOGICO Y
xiv
FISICO PARA EL TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DOMÉSTICAS
.
.
.
.
.
.
.
.
.475
6.1.DISEÑO DE UNIDADES .
.
.
.
.
.
.476
6.1.1. Ejemplos de Diseño de Unidades de Tratamiento
Preliminar.
.
.
.
.
.
.
.
.
.476
.
6.1.1.1.
Diseño de. rejas
.
.
.
.
.476
6.1.1.2.
Diseño de.desarenadores .
.
.
.
.477
6.1.1.3.
Diseño de trampa de grasas y aceites. .
.
.480
6.1.2. Ejemplos de diseño de unidades de tratamiento primario.
.482
6.1.2.1.
Diseño de Sedimentador Primario Tipo Dortmund.
.482
6.1.2.2.
Diseño de fosa Séptica.
.
.
.486
6.1.2.3.
Diseño de tanque Imhoff, Rectangular. .
.
.491
.
.
6.1.3. Ejemplos de diseño de unidades del Tratamiento
Secundario. .
.
.
.
.
.
.
.
.500
.
.
.
.500
6.1.3.1.
Diseño de Laguna Facultativa.
6.1.3.2.
Diseño de Lodos Activados (Aireación Extendida).
.505
6.1.3.3.
Diseño de RAFA.
6.1.3.4.
Diseño de Filtro Biológico cuadrado.
.
.
.
.
.
.509
.
.
.511
6.1.4. Ejemplos de diseño de unidades de tratamiento de lodos. .514
6.1.4.1.
Diseño de Patios de Secado de Lodos. .
.
CAPITULO VII
CRITERIOS DE SELECCIÓN DE ALTERNATIVAS DE SISTEMAS
.514
xv
DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS
.
.515
7.1.RANGO POBLACIONAL DE APLICACIÓN. .
.
.
.516
7.2. SUPERFICIE NECESARIA.
.
.
.
.
.517
7.3. SIMPLICIDAD DE CONSTRUCCIÓN. .
.
.
.
.518
7.4. OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO.
.
.
.
.519
7.5. COSTOS ÍNDICES DE CONSTRUCCIÓN. .
.
.
.520
7.6. COSTOS ÍNDICES DE OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO.
.525
7.7. EFICIENCIA DE REMOCIÓN. .
.
.
.
.
.526
7.8. ESTABILIDAD.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.527
7.9. IMPACTO AMBIENTAL. .
.
.
.
.
.
.529
.
.
.
.531
.
.
.
.532
7.10. PRODUCCIÓN Y MANEJO DE LODOS.
CAPITULO VIII
CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES. .
8.1.CONCLUSIONES. .
.
.
.
.
.
.
.533
8.2. RECOMENDACIONES. .
.
.
.
.
.
.535
BIBLIOGRAFIA. .
.
.
.
.
.
.537
.
.
xvi
INDICE DE TABLAS
Pág.
CAPITULO I
CAPITULO II
Tabla 2.1.3.3.1. Intervalos comunes de temperatura para algunos tipos
de Bacterias. .
.
.
.
.
.
.
.
.
.30
.
.31
.
.34
.
.45
.
.61
.
.65
Tabla 3.2.1.3.1 Procedencia de las grasas y aceites y sus efectos. .
.68
Tabla 2.1.3.3.2. Descripción de microorganismos presentes en
aguas naturales y residuales.
.
.
.
.
.
Tabla 2.1.4.1. Eficiencia de remoción de sistemas de tratamiento
para aguas residuales municipales.
.
.
.
.
Tabla 2.1.4.2.4.1. Eliminación de constituyentes por medio de
operaciones y procesos de tratamiento avanzados . .
.
CAPITULO III
Tabla 3.2.1.1 Características que es necesario conocer en los
distintos tipos de aguas. .
.
.
.
.
.
Tabla 3.2.1.2.1. Definiciones para los sólidos encontrados en el
agua residual.
.
.
.
.
.
.
.
Tabla 3.4.1 Variaciones de los parámetros característicos en aguas
residuales domésticas en tres países distintos.
.
.
.
.78
Tabla 3.4.2. Composición típica del Agua Residual Doméstica.
.
.79
Tabla 3.4.3 Composición típica del Agua Residual Domestica.
..
.80
.
.81
Tabla 3.4.4 Aportes percapitas de contaminantes
en aguas residuales domésticas. .
CAPITULO IV
.
.
.
.
xvii
Tabla 4.1.1.1. Aspectos importantes de algunas
plantas convencionales construidas en El Salvador. .
.
.
.94
.
.
.103
.
.
.109
.
.
.112
.
.
.118
Tabla 4.1.6.2 Tipos de plantas más usadas en El Salvador. .
.
.121
Tabla 4.1.2.1 Características de algunas plantas donde
se usan tanques Imhoff.
.
.
.
.
.
Tabla 4.1.3.1 Características de algunas plantas donde
se usan RAFA´s.
.
.
.
.
.
.
Tabla 4.1.4.1 Características de algunas plantas donde
se usan Lodos activados. .
.
.
.
.
Tabla 4.1.6.1. Plantas de tratamientos con diversas unidades
Biológicas.
.
.
.
.
.
.
.
Tabla 4.1.6.3 Unidades Físicas y biológicas más usadas
en El Salvador.
.
.
.
.
.
.
.
.
.122
.
.
.
.122
.
.123
.
.
.137
Tabla 5.1.1.2 Comparación de Normas Internacionales.
.
.
.139
Tabla 5.1.1.3. Material retenido según Norma Mexicana.
.
.
.141
Tabla 5.1.1.4. Coeficiente de Pérdida para Rejillas.
.
.
.
.143
Tabla 5.1.1.5. Parámetros de Diseño para Rejillas
.
.
.
.144
Tabla 4.1.6.4. Unidades más comunes en el país.
Tabla 4.2.1.1. Parámetros máximos permitidos en descargas
de efluentes tratados.
.
.
.
.
.
.
CAPITULO V
Tabla 5.1.1.1. Cantidad de material retenido según espaciamiento
entre rejas. .
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.1.2.1. Eficiencias típicas de remoción de los desarenadores.
.156
Tabla 5.1.2.2. Parámetros recomendados para el diseño de
Desarenadores.
.
.
.
.
.
.
.
.
.157
xviii
Tabla 5.1.2.3.Velocidad de partícula según su diámetro.
.
.
.168
Tabla 5.1.3.1. Capacidades de retención de grasa.
.
.
.
.181
Tabla 5.1.3.2. Tiempos de retención hidráulicos.
.
.
.
.185
.
.
.186
Tabla.5.1.3.3. Normas suizas para el dimensionamiento de
separadores de aceites y grasas..
.
.
.
Tabla 5.1.3.4. Resumen de parámetros recomendados por las normas. .190
Tabla 5.2.1.1. Clasificación de Sedimentadores según su carga
Superficial. .
.
.
.
.
.
.
.
.
.202
.
.218
.
.219
Tabla 5.2.1.4. Parámetros de diseño de tanques de sedimentación.
.220
Tabla 5.2.1.2 Porcentaje de área adicional de sedimentación
que debe proveerse de acuerdo al numero de unidades y
cargas superficiales.
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.2.1.3. Información típica sobre el peso específico y la
concentración de lodo procedente de los tanques de
sedimentación primaria.
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.2.1.5 Parámetros para la estimación de eficiencias
de remoción .
.
.
.
.
.
.
.
.
.222
Tabla 5.2.1.6 Valores de TDS recomendadas. .
.
.
.
.222
Tabla 5.2.1.7 Valores de profundidad de agua..
.
.
.
.223
.
.236
.
.243
.
.245
Tabla 5.2.2.1. Dimensiones de un tanque séptico de acuerdo
al número de personas (Corresponde a las cotas
mostradas en la figura 5.2.2.3). .
.
.
.
.
Tabla 5.2.2.2. Criterios para el dimensionamiento de Zanjas de
acuerdo al tipo de suelo existente en la zona donde se va a
construir el sistema de infiltración (Según el Ministerio de
Salud Publica y Asistencia Social de El Salvador).
.
.
Tabla 5.2.2.3. Áreas requeridas de absorción para residencias
Individuales. .
.
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.2.2.4 Comparación de parámetros para el diseño de Sistemas
xix
de Fosa Séptica.
.
.
.
.
.
.
.
.
.246
Tabla 5.2.2.5 Valores de profundidad útil de acuerdo al volumen
estimado para el tanque séptico (Tomado de Norma Colombiana RAS). .247
Tabla 5.2.2.6. Tiempos de retención en proporción al volumen
que se debe tratar. .
.
.
.
.
.
.
.
.248
Tabla 5.2.2.7. Contribución de lodo fresco Lf en L/día.
.
.
.249
Tabla 5.2.2.8. Valores de tasa de acumulación de lodos digeridos. .
.249
Tabla 5.2.3.1 Criterios usuales para el diseño de tanques Imhoff. . .
.267
Tabla 5.2.3.2 Parámetros útiles para el diseño de la cámara de
sedimentación de un Tanque Imhoff.
.
.
.
.
.
.269
.
.
.269
.
.
.270
Tabla 5.2.3.3 Parámetros útiles para el diseño de las cámaras de
digestión de un Imhoff.
.
.
.
.
.
Tabla 5.2.3.4 Variación de los tiempos de digestión de
acuerdo a la temperatura. .
.
.
.
.
Tabla 5.2.3.5 Factor de capacidad relativa de acuerdo a la temperatura. .270
Tabla 5.2.3.6 Parámetros útiles para el diseño del área de
ventilación de un Imhoff. .
.
.
.
.
.
.
.271
Tabla 5.2.3.7 Diámetros estimados de tanques Imhoff circulares de
acuerdo a la población.
.
.
.
.
.
.
.
.271
.
.271
.
.307
.
.315
.
.316
Tabla 5.2.3.8 Tasa y volúmenes mínimos de los cámaras de un
tanque imhoff según norma brasileña. .
.
.
.
Tabla 5.3.1.1 Coeficientes de mortalidad para la determinación
de la reducción bacteriana.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.1.2 Variación de la constante de reacción por DBO
para lagunas facultativas y de maduración respecto a la
temperatura en el modelo de mezcla
.
.
.
.
Tabla 5.3.1.3 Variación de la constante de reacción por DBO
para lagunas facultativas y de maduración respecto a la
temperatura tasa de trabajo en el modelo de flujo pistón.
.
xx
Tabla 5.3.1.4 Parámetros de diseño para lagunas anaeróbicas.
.
.317
Tabla 5.3.1.5 Parámetros de diseño para lagunas facultativas.
.
.317
Tabla 5.3.1.6 Parámetros de diseño para lagunas de maduración. .
.318
Tabla 5.3.1.7 Parámetros de diseño para lagunas según norma Boliviana.318
Tabla 5.3.1.8 Eficiencia de lagunas anaerobias en función del
Período de retención para T>20ºC.
.
.
.
.
.
.319
.
.319
Tabla 5.3.1.9 Relación entre la temperatura, periodo de retención
y eficiencias de DBO en lagunas anaerobias. .
.
.
Tabla 5.3.1.10 Coeficientes de mortalidad para la determinación de
la reducción bacteriana respecto a la carga percápita de DBO.
.
.320
.
.320
Tabla 5.3.1.11 Factor de dispersión de acuerdo a la relación
Largo Ancho. Según Norma.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.1.12 Relación entre la temperatura, período de retención
y eficiencias de DBO en lagunas anaerobias. .
.
.
.
.323
.
.
.339
.
.
.340
Tabla 5.3.1.13 Problemas comunes que se dan en Lagunas
Anaeróbicas. .
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.1.14 Problemas comunes que se dan en Lagunas
Facultativas. .
.
.
.
.
.
.
Tabla. 5.3.2.1. Valores de las superficies específicas de materiales
empleados como medio filtrante. .
.
.
.
.
.
.344
.
.345
.
.346
Tabla 5.3.2.4. Granulometrías de los medios de roca o similares. .
.355
Tabla.5.3.2.2. Profundidad del lecho filtrante para los diferentes
tipos de filtros.
.
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.2.3. Características de los Filtros Percoladores según
su Tasa.
.
.
.
.
.
.
.
Tabla. 5.3.2.5Comparación de propiedades físicas de medios de filtros
percoladores.
.
.
.
.
.
.
.
.
.355
.
.
.
.
.362
Tabla 5.3.2.6.Comparación de parámetros
de diseño para filtros percoladores
.
xxi
Tabla 5.3.2.7. Valores de las constantes a y b. .
.
.
.
.363
.
.364
Tabla 5.3.3.1. Tratamiento aerobio versus tratamiento Anaerobio. .
.379
Tabla 5.3.2.8. Características de diseño para los diferentes tipos
de filtros percoladores.
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.3.2. Aspectos importantes de diferentes sistemas de
tratamiento de agua residual.
.
.
.
.
.
.
.388
.
.390
.
.391
Tabla 5.3.3.3. Dimensiones básicas de ejemplos de RAFA’s para
eficiencias de remoción de DQO mayor a 80% y DBO>85%,
para diferentes poblaciones.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.3.4. Criterios tentativos de diseño para RAFA’s.
respecto a TRH a diferentes temperaturas operacionales para
aguas residuales diluidas (< 1000 mg DQO/l). .
.
.
Tabla 5.3.3.5 Guías para determinar el numero de puntos de alimentación
en un RAFA. .
.
.
.
.
.
.
.
.
.396
Tabla 5.3.3.6 Cargas aplicables en lodo granular y lodo floculento en
RAFA’s en relación con la concentración del agua residual y la fraccion
Insoluble de DQO. .
.
.
.
.
.
.
.
.405
.
.406
Tabla.5.3.3.7. Cargas orgánicas aplicables en relación con la
temperatura operacional. .
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.3.8. Rangos de valores para el número de puntos de entrada
requeridos en un RAFA.
.
.
.
.
.
.
.
.407
Tabla 5.3.3.9. Resumen y comparación de las Normas Internacionales. .409
Tabla 5.3.3.10. Determinación de la capacidad del reactor. .
.
.410
Tabla 5.3.4.1. Problemas que se dan en el proceso de lodos activados
con sus posibles causas. .
.
.
.
.
.
.
.425
.
.432
.
.433
Tabla 5.3.4.2. Características del funcionamiento del proceso
de lodos activados. .
.
.
.
.
.
.
Tabla 5.3.4.3. Parámetros de diseño para los procesos de lodos
Activados.
.
.
.
.
.
.
.
.
xxii
Tabla 5.3.4.4. Principales características de los sistemas de lodos
activados del tipo convencional y aireación prolongada.
.
.
.446
Tabla 5.3.4.5. Tipos de aireadores.
.
.
.
.
.
.452
.
.
.
.
.452
Tabla 5.3.4.7. Rangos típicos de transferencia de oxigeno. .
.
.453
Tabla 5.3.4.8. Valores recomendados de carga superficial. .
.
.454
Tabla .5.4.1. Generación típica de lodos por tratamiento.
.
.464
Tabla 5.4.2. Tasas de aplicación superficial TAS recomendadas. .
.465
Tabla 5.4.3. Tasas de carga másica recomendadas. .
.466
Tabla 5.3.4.6. Rangos típicos de potencia.
.
.
.
Tabla 5.4.4. Área requerida según la fuente del lodo y el cubrimiento
del lecho.
.
.
.
.
.
.
.
.
.
.467
Tabla 5.4.5. Valores de tasa de carga másica. .
.
.
.
.468
.
.
.470
.
.
.471
tratamiento de aguas residuales en función de la población a servir.
.517
Tabla 5.4.6. Comparación entre los principales parámetros de
diseño de las normas internacionales recomendadas.
Tabla. 5.4.7. Propuesta de diseño del área de patios de
secado .
.
.
.
.
.
.
.
Tabla 7.1.1. Rangos de aplicación para sistemas de
Tabla 7.2.1 Superficie necesaria para la aplicación de los diversos
sistemas de tratamiento de aguas residuales. .
.
.
.
.518
.
.
.519
.
.520
.
.521
Tabla 7.3.1. Simplicidad de construcción de los diversos
sistemas de tratamiento de aguas residuales. .
.
Tabla 7.4.1 Requerimiento de operación y mantenimiento de
los diversos sistemas de tratamiento de aguas residuales. .
Tabla 7.5.1 Costos unitarios de construcción para los diversos
sistemas de tratamiento de aguas residuales en función de la
población a servir. .
.
.
.
.
.
.
Tabla 7.5.2 Costo de Propuesta de Sistema de Tratamiento
de Aguas Residuales domésticas del Cantón San José La Majada,
xxiii
Municipio de Juayúa, Departamento de Sonsonate. .
.
.
.522
.
.524
Tabla 7.5.3 Costo por habitante de plantas con lodos activados
construidas en URUGUAY.
.
.
.
.
.
Tabla 7.6.1 Costos unitarios de operación y mantenimiento para
los diversos sistemas de tratamiento de aguas residuales en
función de la población a servir. .
.
.
.
.
.
.526
.
.
.
.527
.
.528
.
.530
.
.531
Tabla 7.7.1 Eficiencia de remoción según la etapa de
tratamiento-valores promedios. .
.
.
Tabla 7.8.1 Rangos de aplicación para diversos sistemas de
tratamiento en función de la temperatura y las variaciones de
carga y caudales.
.
.
.
.
.
.
Tabla 7.9.1 Tabla estimativa de Impacto Ambiental para diversos
Sistemas de tratamiento de aguas residuales. .
.
.
Tabla 7.10.1 Rangos estimados de producción de lodos en
función del sistema de tratamiento de agua residual adoptado.
xxiv
INDICE DE FIGURAS
Pág.
CAPITULO I
Figura 1.2.1.1. Esquema general de planta de tratamiento de
San José Las Flores, Chalatenango.
.
.
.
.
.
.8
.
.
.10
.
.
.25
Figura 1.2.1.2. Esquema General de la Planta de Tratamiento
en el Municipio de Suchitoto, Departamento de Cuscatlan
CAPITULO II
Figura 2.1.2.1. Clasificación de las Aguas Residuales.
Figura 2.1.3.1. Características de las Aguas Residuales Domésticas.
.27
Figura 2.1.4.1.6.1. Clasificación de los sistemas
de tratamiento de Aguas Residuales.
.
.
.
.
.
.38
Figura 3.2.1 Características de las Aguas Residuales Domésticas. .
.59
Figura 3.2.1.1.1. Relación que existe entre la DTO, DQO, DBO y COT.
.64
CAPITULO III
Figura 3.2.1.2.1. Sólidos en Aguas Residuales Domésticas
y sistemas de tratamiento. .
.
.
.
.
.
.
.67
.
.
.
.95
Figura 4.1.1.2. Tanques sedimentadores primarios tipo Dortmund. .
.97
Figura 4.1.1.3. Filtro percolador # 3.
.
.97
Figura 4.1.1.4. Tanque sedimentador secundario tipo Dortmund.
.
.97
Figura 4.1.1.5. Digestor de lodos.
.
.97
CAPITULO IV
Figura. 4.1.1.1 Esquema de la planta de tratamiento
de la Urbanización Santísima Trinidad. .
.
.
.
.
.
.
.
.
.
xxv
Figura 4.1.1.6. Patios de secado de lodos.
.
.
.
.
Figura 4.1.1.7. Descarga del agua residual tratada al cuerpo receptor.
.97
.97
Figura 4.1.1.8 Esquema de la planta de tratamiento de
la Urbanización Alta Vista I y II . .
.
.
.
.
.
.99
Figura 4.1.1.9. Rejillas gruesas. .
.
.
.
.
.
.101
Figura 4.1.1.10. Cámaras desarenadoras.
.
.
.
.
.101
Figura 4.1.1.11 Rejillas finas.
.
.
.
.
.
.101
.
.
.
.
.
.101
Figura 4.1.1.13.Tanque sedimentador primario tipo Dortmund.
.
.101
Figura 4.1.1.14. Filtros percoladores .
.
.101
.
Figura 4.1.1.12.Filtro percolador
.
.
.
.
Figura 4.1.1.15. Tanques sedimentadores secundario tipo Dortmund.
.102
Figura 4.1.1.16. Tanque sedimentador secundario tipo Dortmund. .
.102
Figura 4.1.1.17. Digestor de lodos.
.
.
.
.
.
.102
Figura 4.1.1.18. Patios de secado de lodos.
.
.
.
.
.102
Figura 4.1.1.19. Patios de secado de lodos.
.
.
.
.
.102
Figura 4.1.1.20. Digestor de lodos.
.
.
.
.
.102
.
.
.
.104
.
Figura 4.1.2.1. Esquema de la planta de tratamiento
del Hogar del Niño Minusválido Abandonado. .
Figura 4.1.2.2 Esquema de la planta de la Urbanización Distrito Italia.
.106
Figura 4.1.2.3. Rejillas y canales.
.
.
.
.
.
.108
.
.
.
.
.
.108
Figura 4.1.2.5 Filtros percoladores biológicos. .
.
.
.
.108
Figura 4.1.2.4.Tanque Imhoff
.
Figura 4.1.2.6.Tanques sedimentadores secundarios tipo Dortmund.
.108
Figura 4.1.2.7. Patios de secado de lodos.
.
.
.
.
.108
Figura 4.1.2.8. Tanque Imhoff
.
.
.
.
.108
.
.
Figura 4.1.3.1 Esquema de la planta de tratamiento de
la Urbanización Santa Teresa de las Flores.
.
.
.
.
.110
Figura 4.1.3.2 Rejillas.
.
.
.
.
.
.111
Figura 4.1.3.3 Cámaras desarenadoras.
.
.
.
.
.111
.
.
xxvi
Figura 4.1.3.4 Reactor Anaeróbico de Flujo Ascendente (RAFA). .
.111
Figura 4.1.3.5. Filtro percolador .
.
.111
Figura 4.1.3.6 Tanque sedimentador secundario Tipo Dortmund
.
.111
Figura 4.1.3.7 Patios de secado de lodos.
.
.111
.
.
.
.
.
.
.
Figura 4.1.4.1 Esquema de la planta de tratamiento Altos de la Escorial. .113
Figura 4.1.4.2. Esquema de la planta de tratamiento de la Zona Franca. .114
Figura 4.1.4.3 Tanques de lodos activados.
.
.
.
.
.115
Figura 4.1.4.4 Patios de secado de lodos.
.
.
.
.
.115
Figura 4.1.5.1 Esquema de la planta de tratamiento de ANSP,
San Luís Talpa
.
.
.
.
.
.
.
.
.116
.
.
.
.
.
.
.
.117
Figura 4.1.5.3 Cámaras desarenadoras.
.
.
.
.
.117
Figura 4.1.5.4 Salida de emergencia.
.
.
.
.
.
.117
Figura 4.1.5.5 Laguna de estabilización.
.
.
.
.
.117
Figura 4.1.5.2 Rejillas.
Figura 4.1.6.1 Esquema de la planta de tratamiento de .
la Urbanización Villa Lourdes.
.
.
.
.
.
.
.119
Figura 4.1.6.2 Rejillas.
.
.
.
.
.
.
.
.120
Figura 4.1.6.3 Digestor.
.
.
.
.
.
.
.
.120
Figura 4.1.6.4 Filtros percoladores anaeróbicos.
.
.
.
.120
Figura 4.1.6.5 Pila de secado de lodos. .
.
.
.
.120
Figura 5.1.1.1. Ubicación de Rejas en canal de aproximación.
.
.135
Figura 5.1.1.2. Secciones de rejillas.
.
CAPITULO V
.
.
.
.
.
.143
Figura 5.1.1.3. Canal de aproximación. .
.
.
.
.
.146
.
.
.151
Figura 5.1.2.2. Desarenador de 2 unidades en paralelo (planta).
.
.166
Figura5.1.2.3. Desarenador de 1 unidad con by pass (planta).
.
.166
Figura 5.1.2.4. Detalle de la transición del flujo en el desarenador. .
.167
Figura 5.1.2.1. Desarenador (Planta y corte longitudinal).
xxvii
Figura 5.1.2.5. Detalle de entrada del flujo hacia el desarenador. .
.167
Figura 5.1.2.6. Detalle del vertedero.
.
.
.
.
.
.169
.
.
.
.
.170
Figura 5.1.2.8. Sección parabólica del Parshall, Planta y Corte.
.
.171
Figura 5.1.2.9. Características del vertedero Sutro.
Figura 5.1.2.7. Planta y Corte de vertedero.
.
.
.
.172
Figura 5.1.3.1 Esquema de Trampa de Grasa general.
.
.
.179
Figura 5.1.3.2. Esquema del Tanque Recolector.
.
.
.
.188
.
.
.
.193
Figura 5.2.1.1 Esquema general de un tanque de
sedimentación rectangular.
.
.
.
Figura 5.2.1.2. Esquemas de sistemas de cadenas para la remoción
mecánica de lodos en tanque de sedimentación rectangular.
.
.194
.
.195
Figura 5.2.1.3. Detalles del sistema de barrido de lodos por
cadenas en un tanque rectangular.
.
.
.
.
Figura 5.2.1.4. Mecanismo tipo puente de traslación para la
remoción mecánica de lodos en tanque de sedimentación rectangular.
.196
Figura 5.2.1.5. Esquema general de tanques de
sedimentación circulares. .
.
.
.
.
.
.
.199
.
.
.200
.
.
.200
Figura 5.2.1.8 Esquema General de un Tanque Dortmund. .
.
.204
Figura 5.2.1.9. Esquema general de las Zonas de un sedimentador.
.205
Figura 5.2.1.6.Tanques circulares de decantación primaria:
de alimentación central (de infilco Degremont).
.
Figura 5.2.1.7. Tanques circulares de decantación primaria:
de alimentación periférica (de Ecodyne y cloe-Yeomans).
Figura 5.2.1.10. Ubicación de la pantalla difusora en
un tanque de sedimentación rectangular.
.
.
.
.
.207
.
.208
.
.214
Figura 5.2.1.11. Elevación de pantalla difusora en un tanque
de sedimentación. .
.
.
.
.
.
.
Figura 5.2.1.12. Variación del tiempo de sedimentación respecto
a la temperatura en sedimentadores primarios
.
.
xxviii
Figura 5.2.1.13 Velocidad horizontal Vh para diferentes relaciones
de longitud-profundidad ﴾L/h﴿ de la zona de sedimentación. .
.
.216
Figura 5.2.2.1 Sistema de Fosa séptica con pozos de absorción. .
.231
Figura 5.2.2.2 Sistema de Fosa séptica con campos de
Riego o absorción. .
.
.
.
.
.
.
.
.232
Figura 5.2.2.3. Esquema de tanque séptico, usado para el
dimensionamiento, de acuerdo al Ministerio de Salud Pública
y Asistencia Social de El Salvador.
.
.
.
.
.
.235
Figura 5.2.2.4. Esquema de Pozo de Absorción.
.
.
.
.238
Figura 5.2.2.5. Esquema de Zanja de infiltración.
.
.
.
.240
Figura 5.2.2.6. Esquema de Zanja de arena filtrante. .
.
.
.241
.
.
.246
Figura 5.2.2.8. Medición de alturas de natas en un tanque séptico. .
.257
Figura 5.2.2.9. Medición de alturas de lodos. .
.
.258
.
.260
Figura 5.2.3.1 a. Esquema general de un tanque imhoff rectangular.
.263
Figura 5.2.3.1 b Esquema general de un tanque imhoff circular.
.
.264
Figura 5.2.3.2 Esquema general de la cámara de sedimentación. .
.273
Figura 5.2.3.3 Esquema frontal de la cámara de sedimentación.
.
.275
.
.
.278
.
.
.281
.
.
.282
Figura 5.2.3.6 Esquema de una tolva con sus dimensiones. .
.
.283
Figura 5.2.2.7. Áreas requeridas de absorción para
residencias Individuales. .
.
.
.
.
.
.
Figura 5.2.2.10. Desalojo manual del lodo de un tanque séptico.
Figura 5.2.3.4 Vista en Planta de tanques Imhoff con una
y dos cámaras de sedimentación.
.
.
.
Figura 5.2.3.5.a Tanque Imhoff con una línea de tolvas en
serie (una cámara de sedimentación). .
.
.
Figura 5.2.3.5.b Tanque Imhoff con dos líneas de tolvas en
serie (dos cámaras de sedimentación). .
.
.
Figura 5.2.3.7 Esquema del dimensionamiento de un tanque Imhoff.
Figura 5.2.3.8 Operador limpiando las paredes de la cámara de
.286
xxix
sedimentación de un tanque Imhoff .
.
.
.
.
.
.289
Figura 5.2.3.9 Operador colocando cal hidratada en las zonas
de ventilación de un tanque Imhoff.
.
.
.
.
.
.291
Figura 5.3.1.1: Diagrama de laguna anaeróbica.
.
.
.
.295
Figura 5.3.1.2: Diagrama de laguna facultativa.
.
.
.
.297
.
.
.298
.
.
.299
Figura 5.3.1.3: Lagunas facultativas en paralelo seguida
por lagunas de maduración.
.
.
.
.
Figura 5.3.1.4: Lagunas anaeróbicas y una facultativa,
seguidas por dos lagunas de maduración en serie.
.
Figuras 5.3.1.4.a: Ejemplos de lagunas de maduración que
están canalizadas con mamparas. En la foto de arriba la relación
largo/ancho aproxima 20/1, y en la foto abajo 50/1. En la foto
abajo, las mamparas están demasiado arriba del nivel del agua y
prohíben la insolación solar por la sombra que forman; deben estar
más por abajo como en la foto arriba. (Foto arriba: Trinidad, Honduras;
abajo: Morocelí, Honduras).
.
.
.
.
.
.
.300
Figura 5.3.1.5: Esquema mostrando un sistema de Lagunas.
.
.301
Figura 5.3.1.6: Vista en planta de los diques y de las Lagunas B y C.
.301
Figura 5.3.1.7: Perfil de los diques y de las lagunas sobre el eje
Y-Y de la figura 5.3.1.5.
.
.
.
.
.
.
.
.302
Figura 5.3.1.8: Obra de arte No 1. Estructura para distribución
de caudales. .
.
.
.
.
.
.
.
.
.302
Figura 5.3.1.9: Cortes de la Obra de arte No 1.
.
.
.
.303
.
.
.303
.
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.304
.
.304
Figura 5.3.1.10: Detalles de las estructuras de entrada – Obras
de arte No 2 y No 3.
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Figura 5.3.1.11: Vista en planta de la caja de estructuras de
entrada. Obras de arte No 2 y No 3.
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Figura 5.3.1.12: Cortes de la caja de la estructura de entrada.
Figura 5.3.1.13: Detalle de la estructura de interconexión entre
xxx
las lagunas A y B. Obra de arte No3.
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.305
Figura 5.3.1.14 y 5.3.1.15: Cortes de la Obra de arte No 3. .
.
.305
Figura 5.3.1.16 Modelo de flujo pistón en la remoción de patógenos.
.311
Figura 5.3.1.17 Representación general del modelo para la
remoción de DBO. .
.
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Figura.5.3.2.1. Esquema de General de Filtro Percolador.
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.312
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.348
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.374
Figura 5.3.3.1. Secuencia de procesos en la digestión
anaerobia de macromoléculas complejas.
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Figura 5.3.3.2. Esquematización de la descomposición anaeróbica
y anaeróbica.
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.378
Figura 5.3.3.3 Tipos de reactores anaerobios . .
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.383
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384
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.
.385
Figura. 5.3.3.6. Ejemplos de separadores GSL para RAFA’s
.
.394
.
.400
Figura. 5.3.3.8. Balance de masa respecto a la DQO en un RAFA. ..
.400
Figura 5.3.3.9. Esquema tipico de separador GSL .
.
.
.
.413
Figura 5.3.3.10 Separador GSL. .
.
.
.
.
.414
Figura 5.3.3.11. Posición del separador GSL. .
.
.
.
.414
Figura 5.3.3.1.2. Detalle de línea de alimentación.
.
.
.
. 415
Figura 5.3.3.1.3. Línea interna de alimentación.
.
.
.
.416
Figura 5.3.3.1.4. Línea externa de alimentación.
.
.
.
.417
Figura 5.3.3.1.5. Esquema de RAFA.
.
.
.
418
Figura. 5.3.3.4. Eficiencias de remoción y TRH para diferentes
sistemas de tratamiento anaerobio Fuente van Haandel y Lettinga
(1994)
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.
Figura. 5.3.3.5. Esquema de un RAFA con sus principales
dispositivos. .
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Figura. 5.3.3.7. Esquema de los componentes del balance de
masa de un RAFA. .
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Figura 5.3.4.1. Esquema general de un Sistema de Lodos Activados
Figura 5.3.4.2. Flóculos “sanos”, regulares y con buenas
.421
xxxi
características de sedimentación.
.
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.422
Figura 5.3.4.3. Esquema del proceso de lodos activados convencional
(Flujo en pistón).
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.426
Figura 5.3.4.4. Esquema del proceso de lodos activados de mezcla
completa (esquema típico de un proceso de cuatro reactores).
.
.427
Figura 5.3.4.5. Diagrama de flujo de un proceso de lodos activados
de aireación con alimentación escalonada: (arriba) esquema
simplificado y configuración física típica (abajo).
.
.
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.428
Figura 5.3.4.6. Diagrama de flujo de un proceso de lodos activados
de aireación extendida.
.
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.430
Figura 5.3.4.7. Proceso de lodos activados con zanjas de oxidación.
Esquema del canal de oxidación
.
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.431
Figura 5.4.1. Planta y Sección tipica de los patios de arena para
Secado de lodos.
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.458
Figura 5.4.2. Esquema de patio de lodo vacío. .
.
.
.
.460
CAPITULO VII
Figura 7.5.1 Esquema general de propuesta de planta de tratamiento
De Juayúa, de la que se han tomado los costos de la tabla 7.5.2. .
.523
Figura 7.5.2 Curva y ecuación de costos determinada con datos de
la tabla 7.5.3, con la que se puede evaluar el costo de una planta
Con lodos activados en función de la población.
.
.
.
.525
CAPITULO I:
GENERALIDADES
2
CAPITULO I: GENERALIDADES
1.1. RESUMEN
El empleo del agua potable en los hogares genera aguas residuales
domésticas, estas pueden ser grises o negras y generalmente se vierten de los
sistemas de alcantarillado que las conducen a los cuerpos receptores.
Es absolutamente necesario que todas las aguas residuales sean tratadas
antes de ser vertidas, a fin de evitar el aumento de la contaminación ambiental y
las enfermedades que se originan por la mala disposición de estas, de tal
manera que con la utilización de técnicas, métodos y procesos se logre
disminuir los problemas que se generan con las aguas residuales.
En el presente trabajo de graduación se brindará un fundamento teórico
relacionado con el tratamiento de las aguas residuales domésticas, en el cual
se analizaran los aspectos que se deben considerar en los estudios previos al
diseño de una planta de tratamiento. Se incluirá un diagnóstico general de las
plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas más comunes en El
Salvador, a fin de determinar las unidades de tipo biológico y físico mas usadas
en el país. Se efectuará una síntesis de la propuesta de norma, reglamentos y
leyes que regulan la calidad de los vertidos en el país, así como una descripción
de los procesos que se llevan a cabo en los sistemas de tratamiento que utilizan
unidades de tipo biológico y físico, donde se analizaran los procesos y
3
parámetros de diseño más incidentes de acuerdo a las condiciones del país,
tomados tanto de la experiencia Nacional como de la Internacional.
A fin de aplicar lo investigado, se diseñarán unidades de tratamiento de tipo
biológico y físico, de acuerdo a la información teórica recopilada y los
parámetros y procesos de diseño que se presentaran en el actual trabajo de
graduación. Los diseños incluirán el dimensionamiento de las unidades del
pretratamiento, unidades del tratamiento primario y secundario, así como las
unidades para el tratamiento de los lodos producidos.
Finalmente se recomendaran criterios para la selección de alternativas de
sistemas en los cuales se ponga de manifiesto el uso de unidades de tipo
biológico y físico.
4
1.2. ANTECEDENTES Y PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
1.2.1. ANTECEDENTES
La producción de desechos humanos es un efecto inseparable de toda actividad
realizada por el hombre, por lo tanto, dicha producción data desde el momento
en que el hombre aparece en la tierra, volviéndose un producto consecuente de
toda acción humana e incluso del funcionamiento de su organismo. En épocas
antiguas nuestros ancestros ignoraban el hecho, totalmente necesario, de
disponer adecuadamente los desechos producidos.
En la antigüedad, los desechos se dejaban al aire libre y prácticamente nadie se
preocupaba por disponerlos de manera adecuada. A medida que la población
mundial ha aumentado, los residuos también lo han hecho de manera directa y
por lo tanto el hombre se ha visto en la necesidad de buscar alternativas de
disposición
adecuadas. Poco a poco el hombre se dio cuenta, que el no
prestarle atención a los residuos que el mismo generaba con sus actividades,
traía consigo una serie de enfermedades, producto de la contaminación, el
desorden, condiciones insalubres de vida y la falta de conocimientos sobre los
orígenes de las mismas. La carencia de conocimientos para contrarrestar estas
enfermedades era evidente, por lo que estas aumentaban aceleradamente. Al
inicio, el hombre se dio cuenta que la causa de sus padecimientos eran sus
propios desechos y como una de las primeras soluciones a este problema, se
ideo la disposición de los residuos por medio de letrinas y otros medios físicos
5
muy simples como fosas. Luego se dieron cuenta que el agua era un excelente
medio, con buenas propiedades para conducir los desechos hasta lugares
donde no causaran daños graves a su salud.
Con el concepto de urbanización surgieron las redes de alcantarillado sanitario,
que son sistemas de recolección y transporte de aguas residuales a cuerpos
receptores distanciados de las viviendas. Con la implementación de dichos
sistemas, se logro solucionar en cierta manera el problema de las condiciones
insalubres que rodeaban las viviendas; sin embargo se genero otro problema
que ya había comenzado con la mala disposición de los residuos al ambiente,
que consistió en la concentración de todos los desechos de un asentamiento
humano en los cuerpos receptores, causando una degradación y contaminación
a gran escala de los mismos, ya que los vertidos no recibían ningún tipo de
tratamiento y la contaminación siempre generaba enfermedades.
Hasta el momento solo se ha mencionado lo concerniente a los desechos
domésticos, aunque con el paso de los años también han surgido otros tipos de
desechos como efecto de las actividades industriales desarrolladas por el
hombre.
El hombre en la búsqueda de una solución al nuevo problema, encontró una
manera de minimizar los efectos producidos en el ambiente y logro disminuir las
6
enfermedades de origen hídrico, por medio del tratamiento de las aguas
residuales a través de procesos que eliminaban en cierta medida los
contaminantes presentes en estas. La mayoría de estos procesos de
tratamiento se basaban en operaciones de tipo biológico y físico, debido a que
las aguas tratadas eran domésticas. Siendo un poco más específicos, en países
como Estados Unidos, Brasil, Argentina, Chile e Inglaterra se dieron los
primeros pasos respecto al tratamiento de las aguas antes de verterlas, con lo
que se erradicaron muchas enfermedades. Este tratamiento se realizaba por
medio de instalaciones pequeñas que solamente incluían procesos como la
sedimentación y procesos biológicos. En tanto que en El Salvador, el
tratamiento de las aguas residuales era totalmente desconocido, ya que
solamente se evacuaban a los cuerpos receptores sin previo tratamiento, lo que
además de enfermedades generó un alto índice de contaminación del ambiente.
Con el incremento poblacional y el aumento de las descargas a los cuerpos
receptores a principios de los años 70’s, en El Salvador se comenzó a tratar las
descargas de las aguas residuales domésticas, por lo que se diseñaron y
construyeron algunas plantas de tratamiento en la zona central del país
(Ayutuxtepeque, departamento de San Salvador), La Libertad, La Paz, Usulutan
etc., Desde la década los 90’s, el tema cobro mayor importancia, lo que llevó a
aumentar el número de plantas de tratamiento diseñadas y construidas.
A continuación se hace referencia de algunas plantas de tratamiento del país, a
fin de ilustrar lo antes mencionado:
7
PLANTA DE TRATAMIENTO DE SAN JOSE LAS FLORES, CHALATENANGO.
1
En los años de 1997 y 1998 fue construida la planta de tratamiento de San
José Las Flores, en Chalatenago, que le brinda un servicio al 50% de las
viviendas del lugar donde se encuentra localizada, es decir a 125 de 250
viviendas. Las aguas residuales recolectadas por la red de alcantarillado
reciben tratamiento primario y secundario antes de ser vertidas a una quebrada
localizada en la zona sur oeste del pueblo. El tratamiento de las aguas
residuales consiste en una rejilla, un desarenador, un tanque IMHOFF, una
cascada de aireación y un biofiltro o humedal artificial.
Para el tratamiento de los lodos hay una pila de secado y los gases
provenientes del tratamiento en el tanque IMHOFF son filtrados en una cámara
especial. El diseño de la planta se hizo con la asesoría del Ing. Michael Platzer
tomando en cuenta la experiencia del sistema de tratamiento de aguas
residuales de Masaya, Nicaragua (Villa Bosco Monje). El Ing. Neil Gutiérrez,
responsable técnico del proyecto de San José Las Flores, y otros técnicos
fueron a conocer la planta de Masaya, su diseño y su proceso.
Con esta experiencia diseñaron en base a los siguientes parámetros (1998):
1
•
Agua residual de origen doméstico
•
Población de diseño: 1,372 personas (250 familias)
•
Período de diseño: 25 años
Tomado de: “Taller Regional de Tratamiento Sostenible de Aguas Residuales”, Filtro de Gravedad en
Suchitoto El Salvador. Registrada en pagina electrónica http://www.rrasca.org/salvador/index.html.
8
•
Producción per-cápita: 130 litros / persona / día
•
Volumen a tratar: 180 m3 cúbicos diarios
En la siguiente imagen se muestra el esquema general de la planta de
tratamiento de San José Las Flores en Chalatenango.
Figura 1.2.1.1. Esquema general de planta de tratamiento de San José Las Flores,
Chalatenango
9
PLANTA DE TRATAMIENTO DE SUCHITOTO, DEPARTAMENTO DE CUSCATLAN.
2
En el año 1999 la Alcaldía de Suchitoto realiza las primeras gestiones de un
proyecto para depurar las aguas residuales. El proyecto de diseño se elaboró
teniendo en cuenta las siguientes características:
•
Formulada para una proyección de 14,600 habitantes
•
Caudal estimado: 19 L/s. (1,678 m3/día)
•
Cobertura del alcantarillado sanitario: 90%
Para este proyecto fueron diseñadas las siguientes unidades:
•
Trampa de grasas y aceites
•
Desarenadores (2)
•
Sedimentador Primario y Secundario
•
Filtro percolador
•
Sistema de cloración
•
Digestor de lodos
•
Patios de secado de lodos
•
Fosa séptica para líquidos de lodos
A continuación se muestra el esquema general de la planta de tratamiento en
Suchitoto:
2
Tomado de: “Taller Regional de Tratamiento Sostenible de Aguas Residuales”, Filtro de Gravedad en
Suchitoto El Salvador. Registrada en pagina electrónica http://www.rrasca.org/salvador/index.html.
10
Figura 1.2.1.2. Esquema General de la Planta de Tratamiento en el Municipio de
Suchitoto, Departamento de Cuscatlan
De manera general, en El Salvador, las unidades utilizadas en los sistemas de
tratamiento consisten en sedimentadores primarios, Tanques Imhoff, Filtros
11
Biológicos, Sistemas de Lodos Activados, Reactores Anaerobios de Flujo
Ascendente (RAFA), Lagunas de estabilización, entre otros.
Cuando se comenzó a dar tratamiento a las aguas residuales, la mayoría de
procesos utilizados consistía en procesos biológicos, debido a que las aguas
tratadas tenían características predominantemente domésticas, aunque con el
paso de los años han surgido otro tipo de aguas con características distintas a
las ya mencionadas, como por ejemplo las aguas residuales de origen
industrial, que de acuerdo a su origen pueden o no ser tratadas con procesos
biológicos.
Es de hacer notar que los sistemas de tratamientos diseñados en el país, fueron
realizados por diferentes profesionales, quienes necesitaron de un manejo
completo de criterios de diseño, ya que no se contaba con la información
necesaria para efectuarlos, por esta razón, dicha información fue tomada de los
parámetros que se usaban en países latinoamericanos con una mayor
experiencia en el diseño de plantas tratamiento de aguas residuales
domésticas. Por lo tanto, en la antigüedad así como en nuestros tiempos, el
papel del diseñador es importante en la selección de los sistemas de
tratamiento, ya que esta selección depende de una serie de factores que tienen
que ver con la población a servir, los aspectos socioeconómicos relacionados
con dicha población, la caracterización de las aguas a tratar, eficiencias de
remoción requeridas, costos de construcción y operación, área de terreno a
12
usar para la construcción de la planta y la experiencia en el diseño de las
unidades de tratamiento a usar.
A lo largo de los años, en El Salvador, no se ha contado con un documento que
contenga la información necesaria para efectuar diseños de sistemas de
tratamiento, que facilite la labor del diseñador, al elegir los parámetros
necesarios para el diseño de las unidades de una planta de tratamiento de
aguas residuales domésticas y que además sirva de ayuda para aquellos que
no gozan del criterio suficiente para elegir el mejor tipo de tratamiento de un
agua residual especifica, por lo que en esta ocasión se pretende desarrollar
dicho documento en el presente trabajo de graduación.
13
1.2.2. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
En El Salvador, las unidades de las plantas de tratamiento se diseñan con una
diversidad de parámetros tomados de la experiencia obtenida en otros países,
que debido a su investigación tienen información avanzada en cuanto al tema;
Es necesario que exista un documento que sea de utilidad para el proceso de
diseño de las unidades de una planta de tratamiento de aguas residuales
domésticas. Este documento debe contener información de todos aquellos
parámetros que intervienen en la etapa de diseño, para cada unidad del
sistema, con el propósito de facilitar al diseñador la información necesaria para
elaborar las propuestas adecuadas de las unidades de las plantas de
tratamiento.
Por otra parte los principiantes en el diseño de plantas de tratamiento, tendrían
una orientación para elaborar diseños apegados a la realidad de nuestro país y
los estudiantes interesados en el diseño de plantas de tratamiento gozarían de
los beneficios de una fuente de información confiable para realizar sus prácticas
de diseño.
Por lo tanto con el presente trabajo de graduación se pretende ofrecer un
manual para el diseño de unidades de tipo biológico y físico en plantas de
tratamiento de aguas residuales domésticas en El Salvador, que facilite
14
información confiable que pueda servir como base para el calculo y diseño, no
como un estándar a seguir, pero si como una fuente de información confiable y
muy útil, donde se puedan encontrar parámetros recomendados, criterios,
procesos, métodos y ejemplos de diseño de las unidades de una planta de
tratamiento de aguas residuales domésticas en El Salvador.
15
1.3. OBJETIVOS, ALCANCES Y LIMITACIONES
1.3.1. OBJETIVOS
1.3.1.1.
Objetivo general.
• Elaborar un manual para el diseño de unidades de tipo biológico y físico
en Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales domésticas en El
Salvador.
1.3.1.2.
Objetivos específicos.
• Brindar un fundamento teórico en cuanto al tratamiento de las aguas
residuales.
• Explicar sobre la caracterización del agua residual, determinación de
caudales y población de diseño, a fin de obtener la información necesaria
para efectuar diseños de plantas de tratamiento de aguas residuales.
• Determinar cuales son las unidades de tipo biológico y físico más
comunes en los procesos de las Plantas de Tratamiento de aguas
residuales domésticas en El Salvador.
• Analizar las normativas, reglamentos y leyes que deben considerarse en
los diseños de Plantas de Tratamiento en El Salvador.
• Analizar las condiciones fundamentales que deben considerarse en El
Salvador para el diseño de las unidades en plantas de tratamiento.
• Compendiar y recomendar los criterios encontrados en los documentos
nacionales e internacionales relacionados con el diseño de las unidades
de plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas.
16
• Establecer los parámetros y procesos de diseño mas apegados a la
realidad de El Salvador.
• Brindar eficiencias de remoción teóricas y criterios de operación y
mantenimiento de los diferentes procesos que se llevan a cabo por
medio de unidades biológicas y físicas en plantas de tratamiento de
aguas residuales domésticas en El Salvador.
• Describir los procesos de diseño por medio de ejemplos, usando los
parámetros y las condiciones antes planteadas de las unidades de las
plantas de tratamiento determinadas como más comunes en El Salvador.
• Analizar los criterios de selección de las alternativas de tratamiento que
implementen unidades de tipo biológico.
• Cumplir todos los objetivos anteriores en unidades de tipo biológico y
físico que se consideren como parte del pretratamiento, tratamiento
primario y tratamiento secundario, de los sistemas depuradores de aguas
residuales domésticas más comunes en El Salvador.
1.3.2. ALCANCES
Se pretende realizar una investigación que permita la elaboración de un manual
para el diseño de las diferentes unidades de tipo biológico y físico en plantas de
tratamiento de aguas residuales domésticas en El Salvador, que contenga
procesos y parámetros de diseño, información referente al uso y aplicación de
las unidades en las plantas, criterios y procedimientos de diseño que puedan
17
ser de utilidad para los diseñadores, parámetros de las eficiencias teóricas
obtenidas, e información acerca de la operación y mantenimiento de los
procesos que se determinaran como mas comunes o usados en El Salvador.
Para lograrlo, se analizará la información con la que se cuenta en el país.
Adicional a esta información, se analizará la contenida en la bibliografía
internacional de los países con mayor experiencia en tratamientos de aguas
residuales domésticas, en los que existan condiciones similares a las existentes
al país. Toda la información obtenida por la metodología anterior, se sintetizará
y se tomará aquella que más se apegue a las condiciones del país, y de esta
manera se recopile en este manual la información necesaria para realizar
mejores diseños.
1.3.3. LIMITACIONES
•
Solamente se tomaran en consideración los procesos biológicos y físicos
en lo que respecta al tratamiento de las aguas residuales domésticas, no
se estudiaran procesos químicos, ni aquellos que le den tratamiento a las
aguas residuales de origen industrial.
•
En el presente trabajo de graduación solamente se tomaran en cuenta,
para su análisis, las unidades de tipo biológico y físico, de plantas de
tratamiento de aguas residuales domésticas, mas usadas en El Salvador.
18
•
Los parámetros elegidos como más apegados a la realidad de nuestro
país serán tomados de documentación existente tanto en el país, como
de documentación internacional; no se harán pruebas de laboratorio, ni
se estimaran parámetros en campo.
•
Las eficiencias de remoción que se recomendarán para su consideración
en las diferentes unidades analizadas, serán aquellas eficiencias teóricas
que se encuentren tanto en documentación Nacional e Internacional, así
como aquellas que sean brindadas por instituciones públicas o privadas
encargadas de brindar el control y/o vigilancia de las respectivas plantas
de tratamiento de aguas residuales domésticas; por lo tanto no se
realizara ningún análisis de eficiencias de manera directa en las plantas,
si no por medio de datos obtenidos de la manera antes descrita.
•
El hecho de brindar tanto eficiencias de remoción, y criterios de
operación
y
mantenimiento,
solo
servirán
como
un
parámetro
comparativo entre un proceso determinado y otro, no se usaran para
análisis detallados de plantas de tratamiento, si no para tomar decisiones
preliminares del tipo de unidad biológica o física que mejor se adaptara a
las necesidades y requerimientos que se exige para el diseño.
19
1.4. JUSTIFICACIÓN
Con el presente trabajo de graduación se beneficiara a futuras generaciones
que tendrán la necesidad de incrementar el conocimiento en cuanto a la forma
en que se debe dar tratamiento al agua residual y así mejorar sus condiciones
antes de su descarga a los medios naturales. Es interesante darse cuenta, que
en el país es escasa la documentación destinada al diseño de plantas de
tratamiento, que contenga criterios para la elección de los parámetros de diseño
de las unidades de dichas plantas; por lo tanto es de gran utilidad el tener a la
mano, sobretodo si está reunida, información en cuanto a los parámetros de
diseño de las unidades de tipo biológico y físico en plantas de tratamiento de
aguas residuales domésticas.
Sería sin duda alguna de mucha ayuda, especialmente para aquellos que no
gozan de experiencia y el criterio para determinar los parámetros mas
apegados a la realidad de nuestro país que deben ser considerados en el
diseño de las unidades de una planta de tratamiento.
Por lo tanto se considera necesario, la creación de un manual que contenga
además de parámetros de diseño, información de los procesos que se llevan a
cabo en las unidades, así como criterios de selección, operación y
mantenimiento y eficiencias teóricas de remoción.
Finalmente este documento tendrá diseños que muestren la aplicación de la
teoría y el uso de los parámetros y criterios de diseño expuestos.
20
Pueden así mencionarse una cantidad de razones por las cuales es necesario
que se tenga a la mano un documento que nos oriente en la toma de decisiones
durante el proceso de diseño de las unidades de tipo biológico o físico que
componen una planta de tratamiento de aguas residuales, que nos permita
comparar eficiencias de remoción. Es por esa razón que se propone la creación
de un documento, el cual se denomina “Manual para el diseño de unidades de
tipo biológico en plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas en El
Salvador”, el cual facilitará además de los parámetros más apegados a la
realidad de nuestro país, procedimientos de diseño de dichas unidades,
información en cuanto a la función de estos en el tratamiento, parámetros de
eficiencias teóricas de remoción de contaminantes e información en cuanto a su
operación y mantenimiento.
Por lo tanto, con la elaboración de dicho manual, se pretende brindar una
herramienta útil para todo aquel profesional con interés en el diseño de plantas
de tratamiento que funcionen por medio de unidades biológicas o físicas.
21
1.5. METODOLOGÍA DE LA INVESTIGACIÓN
Para realizar con éxito este trabajo, se ha programado una metodología para
lograr recopilar información de calidad y que sea de interés para el desarrollo
de este trabajo de graduación. Las diferentes etapas en la propuesta de ésta
metodología de investigación son las siguientes:
I. ORIENTACIÓN SOBRE EL TEMA POR PARTE DE LOS DOCENTES
DIRECTORES.
En esta primera parte se consultarán a los docentes directores diferentes dudas
sobre el tema, para comenzar con la búsqueda de información, y a la vez
comenzar con el desarrollo de éste trabajo.
II. EXTRACCION Y RECOPILACIÓN DE INFORMACIÓN.
Ya conocido de manera general en que consiste el trabajo a elaborar, sigue la
etapa de recolección de información; donde se hará uso de libros, artículos de
revistas, trabajos presentados en seminarios, tesis, normas, propuestas
internacionales, manuscritos, etc.
Todo lo que sea necesario con el propósito de reunir toda la información
posible.
III. REUNION CON DOCENTES DIRECTORES.
22
Con la información recolectada, se tendrán reuniones con los docentes
directores, donde se les presentarán avances del trabajo para que ellos den el
visto bueno, o que indiquen las posibles correcciones.
IV. CONSULTAS A PROFESIONALES EXTERNOS.
Como parte de la metodología para la recolección de información, también se
entrevistarán a profesionales, que tengan conocimiento del tema del trabajo de
graduación.
V. DESARROLLO
DE
LOS
CAPITULOS
DEL
TRABAJO
DE
GRADUACION.
Con las observaciones realizadas por parte de los docentes directores y las
entrevistas hechas a profesionales externos, se procederá a depurar la
información para conformar cada uno de los capítulos de este trabajo de
graduación.
Todos las partes mencionadas anteriormente formarán un ciclo que se repetirá
a medida avance el trabajo de graduación.
23
CAPITULO II:
MARCO CONCEPTUAL
24
2.1.MARCO TEÓRICO BÁSICO
2.1.1. Definición de aguas Residuales.
Podemos definir al agua residual como la combinación de los desechos líquidos
procedentes de viviendas, instituciones y establecimientos comerciales e
industriales, junto con las aguas subterráneas, superficiales y pluviales que
puedan agregarse a las anteriores.
2.1.2. Origen y Clasificación de las Aguas Residuales.
La composición de las aguas residuales resulta de la combinación de líquidos y
residuos sólidos transportados por el agua, que proviene de residencias,
oficinas, edificios comerciales e instituciones, junto con los residuos de las
industrias y de recreo, así como de las aguas subterráneas, superficiales o de
precipitación que también pueden agregarse eventualmente al agua residual
(Rolim Mendoza, Sergio 1987. “Sistemas de Lagunas de Estabilización”.
Colombia Editorial Mc Graw Hill).
Así, de acuerdo con su origen, las aguas residuales pueden ser clasificadas
como:
25
ORIGEN Y
CLASIFICACIÓN
DE LAS AGUAS
RESIDUALES
Aguas
Residuales de
Origen
Doméstico.
Aguas
Residuales de
Origen
Industrial.
Aguas
Residuales de
Origen
Agrícola.
Figura 2.1.2.1. Clasificación de las Aguas Residuales
2.1.2.1.
Aguas Residuales de Origen Doméstico.
Son aquellas aguas utilizadas con fines higiénicos (sanitarios, cocinas, lavando,
etc.) Consistentes básicamente en residuos descargados por los humanos, que
llegan a las redes de alcantarillado por medio de las descargas de las
instalaciones hidráulicas de los hogares, establecimientos comerciales, públicos
y similares.
2.1.2.2.
Aguas Residuales de Origen Industrial.
Son residuos líquidos generados en los procesos industriales. Poseen
características específicas del tipo de la industria. La gran variedad y cantidad
de productos vertidos por este tipo de actividad obliga a una investigación
propia para cada tipo de industria, pues no existe similitud alguna entre los
vertidos procedentes de industrias de alimentación, química, agrícola,
metalúrgica, etc.
26
2.1.2.3.
Aguas Residuales de Origen Agrícola.
Son aguas procedentes de actividades agrícolas y ganaderas. El tratamiento de
este tipo de aguas no debe pasar por desapercibido debido al grado de
contaminación que pueden originar.
Además de contener sustancias similares a los vertidos de origen doméstico,
pueden contener productos característicos de la actividad agropecuaria, tales
como fertilizantes, biocidas, estiércol, etc. En cuanto a los fertilizantes es
importante resaltar que antes eran de origen orgánico y en la actualidad son
casi sustituidos por abonos de origen inorgánico, tales como sulfato, nitratos,
fosfatos, etc., de especial incidencia en la contaminación de aguas.
2.1.3. Características de las Aguas Residuales Domésticas
A continuación se describen brevemente los constituyentes físicos, químicos y
biológicos de las aguas residuales, los contaminantes importantes de cara al
tratamiento de las aguas, los métodos de análisis, y las unidades que se
emplean para caracterizar la presencia de cada uno de los contaminantes en el
agua residual.
27
Características
de las aguas
residuales
domésticas
Características
Físicas.
Características
Químicas.
Características
Biológicas.
Figura 2.1.3.1. Características de las Aguas Residuales Domésticas
2.1.3.1.
Características Físicas.
La característica física más importante del agua residual es su Contenido Total
de Sólidos, los cuales comúnmente se clasifican en: suspendidos, disueltos y
sedimentables. Otras características físicas son la temperatura, color y olor.
2.1.3.2.
Características Químicas
Las características químicas de las aguas residuales son principalmente el
contenido de materia orgánica e inorgánica, y los gases presentes en el agua
residual. La medición del contenido de la materia orgánica se realiza por
separado por su importancia en la gestión de la calidad del agua y en el diseño
de las instalaciones de tratamiento de aguas.
Materia Orgánica
Los compuestos orgánicos están formados por combinaciones de carbono,
hidrógeno y oxígeno, con la presencia, en algunos casos de nitrógeno. También
28
pueden estar presentes otros elementos como azufre, fósforo o hierro. Los
principales grupos de sustancias orgánicas presentes en el agua residual son
las proteínas (40-60%), hidratos de carbono (25-50%) y grasas y aceites (10%).
A lo largo de los años, se han desarrollado diferentes ensayos para la
determinación del contenido orgánico de las aguas residuales. En general, los
diferentes métodos pueden clasificarse en dos grupos, los empleados para
determinar altas concentraciones de contenido orgánico, mayores a 1 mg/l, y
los empleados para determinar las concentraciones de .001 mg/l a 1 mg/l. El
primer grupo incluye los siguientes ensayos de laboratorio:
a) Demanda bioquímica de oxígeno (DBO)
b) Demanda química de oxígeno (DQO) y
c) Carbono orgánico total (COT).
d) Determinar el impacto en el medio receptor.
Los ensayos de laboratorio antes mencionados serán detallados en el siguiente
capitulo.
En
el
segundo
grupo
de
ensayos,
los
empleados
para
determinar
concentraciones a nivel de traza, por debajo de 1 mg/l, se emplean métodos
instrumentales que incluyen la cromatografía de gases y la espectroscopia de
masa.
Materia Inorgánica
Son varios los componentes inorgánicos de las aguas residuales y naturales
que tienen importancia para la determinación y control de la calidad del agua.
29
Las concentraciones de las sustancias inorgánicas en el agua aumentan tanto
por el contacto del agua con las diferentes formaciones geológicas, como por
las aguas residuales, tratadas o sin tratar, que a ella se descargan. Las aguas
naturales disuelven parte de las rocas y minerales con los que entran
en.contacto.
Las aguas residuales, salvo el caso de determinados residuos industriales, no
se suelen tratar con el objetivo específico de eliminar los constituyentes
inorgánicos que se incorporan durante el ciclo de uso.
2.1.3.3.
Características Biológicas.
Las características biológicas de las aguas residuales son de fundamental
importancia en el control de enfermedades causadas por organismos patógenos
de origen humano, y por el papel activo y fundamental de las bacterias y otros
microorganismos dentro de la descomposición y estabilización de la materia
orgánica, bien sea en el medio natural o en las plantas de tratamiento de aguas
residuales.
Debido a la importancia de las características biológicas de un agua residual, se
hace necesario conocer los principales grupos de microorganismos que originan
dichas características, estos grupos están conformados por bacterias, hongos,
algas, protozoos, y virus. A la ves, estos se clasifican en organismos eucariotas,
eubacterias y arqueobacterias, la mayoría de los organismos pertenecen al
grupo de las eubacterias.
30
Las condiciones ambientales de temperatura y pH tienen un importante efecto
sobre la sobrevivencia y crecimiento de las bacterias. En general, el crecimiento
óptimo ocurre dentro de un estrecho intervalo de pH y temperatura, aunque las
bacterias pueden sobrevivir dentro de intervalos más amplios. De acuerdo con
el intervalo de temperatura en el que las bacterias funcionan mejor, pueden
clasificarse como psicrófílicas, mesófílicas, termófílicas o hipertermofílicas.
Los intervalos de temperatura para cada una de las categorías de bacterias se
presentan en la tabla 2.1.3.3.1. El pH del ambiente es también un factor clave
en el crecimiento de organismos. Muchas bacterias no pueden tolerar niveles
superiores a 9.5 o inferiores a 4.0; por lo general, el pH óptimo para crecimiento
bacterial oscila entre 6.0 y 7.5.
Clase
Intervalo
Temperatura, °C
Optimo
Psicrófílicas*
10 – 20
12 – 14
Mesófílicas
10 – 50
32 – 42
Termófílicas
40 – 70
55 – 65
Hipertermofílicas
70 – 95
80 – 90
Tabla 2.1.3.3.1 Intervalos comunes de temperatura para algunos tipos de bacterias.
*También llamadas criofílicas.
Nota. 1.8 (°C) – 32 = °F
Una descripción general de los microorganismos encontrados en las aguas
residuales se observa en la tabla 2.1.3.3.2, empleando los términos
presentados anteriormente.
31
ORGANISMO
DESCRIPCIÓN
Las bacterias son organismos procarióticos unicelulares. El interior de la célula
BACTERIAS
contiene una suspensión coloidal de proteínas, carbohidratos, y otros compuestos
orgánicos complejos, llama citoplasma.
Los hongos son eucarióticos multicelulares, fotosintéticos, y heterotróficos. Los
HONGOS
hongos son aerobios estrictos y se reproducen en forma sexual o asexual, por fusión
binaria, gemación, o por formación de esporas
Los protozoos son móviles, de tamaño microscópico, con estructura eucariótica y
generalmente unicelulares.
La mayoría de los protozoos son aerobios heterótrofos, algunos anaerobios aéreo
PROTOZOOS
tolerantes y un grupo reducido de anaerobios. Por lo general, los protozoos son de
tamaño mayor al de las bacterias y con frecuencia se usan como fuente de energía.
Es por eso que los protozoos son usados para el pulimento de los efluentes de
procesos de tratamiento biológico, al alimentarse de bacterias y materia orgánica
particular
Los rotíferos son eucarióticos animales aerobios, heterotróficos y multicelulares. Su
ROTÍFEROS
nombre se deriva del hecho que tienen dos juegos de cilios sobre la cabeza que usan
para moverse y capturar comida
Las algas son eucarióticas unicelulares o multicelulares, autotróficas y fotosintéticas.
Son importantes en los procesos de tratamiento biológico, especialmente en los
ALGAS
procesos de tratamiento de aguas residuales con lagunas de estabilización, en donde
su habilidad de producir oxigeno por fotosíntesis es vital para el ambiente ecológico
del agua
VIRUS
Los virus están compuestos de un acido nucleico (ADN o ARN) ubicado en el centro, y
rodeado por una capa externa de proteína llamada capsid.
Tabla 2.1.3.3.2. Descripción de microorganismos presentes en aguas naturales y
residuales.
2.1.4. Tratamiento de las Aguas Residuales Domésticas.
Se conocen como operaciones unitarias a los métodos de tratamiento en los
que predominan los fenómenos físicos, y como procesos unitarios a los
métodos en que la eliminación de los contaminantes se realiza en base a
procesos químicos o biológicos. En la actualidad, estas operaciones y procesos
32
unitarios se agrupan entre sí para constituir los así llamados tratamiento
primario, secundario y terciario (o tratamiento avanzado).
El tratamiento primario contempla el uso de operaciones físicas tales como la
flotación y el desbaste para la eliminación de los sólidos sedimentables y
flotantes presentes en el agua residual. En el tratamiento secundario se realizan
procesos biológicos y químicos, los cuales se emplean para eliminar la mayor
parte de la materia orgánica. Y por último, en el tratamiento terciario se emplean
combinaciones adicionales de los procesos y operaciones unitarias para
remover esencialmente nutrientes, cuya reducción con tratamiento secundario
no es significativa.
El tratamiento de las aguas residuales puede llevarse a cabo mediante
diferentes métodos. Todos estos métodos se basan en fenómenos físicos,
químicos y biológicos.
Los mecanismos de tratamiento pueden ser alterados de diferentes maneras, lo
que
inevitablemente
dará
como
resultado
diferentes
capacidades
de
tratamiento. Es importante tomar en cuenta que los costos de inversión,
incrementan de acuerdo al grado de tratamiento que se le de al agua residual.
Es decir que si necesitamos un agua mas depurada, tenemos que emplear un
tratamiento que brinde mejores resultados, lo que implicará un aumento de los
costos.
33
En general, el tratamiento de las aguas residuales tanto municipales como
industriales incluye:
•
La retención de las sustancias contaminantes, tóxicas y reutilizables,
presentes en las aguas residuales.
•
El tratamiento del agua.
•
El tratamiento del lodo.
Las propiedades resultantes de las aguas residuales clarificadas y del lodo
dependen de la naturaleza de las aguas residuales a ser tratadas y del método
de tratamiento elegido. Los criterios para distinguir los métodos de tratamiento
varían:
•
En el caso de aguas residuales domésticas (municipales), los métodos
se clasifican según el tipo de tratamiento del agua, independientemente
del tratamiento del lodo.
•
En el caso de aguas residuales industriales, el objetivo principal,
generalmente es la recuperación y reutilización de materias primas (por
ejemplo fenoles, agentes de extracción, entre otros), por lo que los
métodos de tratamiento industrial, se determinan según el tipo de materia
prima y el tipo de reutilización que se le dará.
En el caso de plantas de tratamiento de aguas residuales municipales, se
emplean tres métodos, definidos según su base de trabajo: MECÁNICO,
QUÍMICO Y BIOLÓGICO. Se les conoce también como tratamientos
convencionales.
34
La eficiencia del tratamiento de las aguas residuales municipales depende del
tipo de tratamiento utilizado. La tabla 2.1.4.1. Muestra algunos valores de
eficiencias de diferentes tipos de tratamiento típicos para aguas residuales
municipales.
TRATAMIENTO
EFICIENCIA EN %
SUSTANCIAS
SUSPENDIDAS
DBO
DQO
P
N
TRATAMIENTO
MECÁNICO
40-70
25-40
APROX. 15
APROX. 15
APROX. 7
TRATAMIENTO
85-95
85-95
APROX. 80
APROX. 30
APROX. 40
BIOLÓGICO
REDUCCIÓN ADICIONAL DE LA CONTAMINACIÓN RESTANTE, EN %
MICROFILTROS
FILTRACIÓN
TRATAMIENTO
QUÍMICO
20-40
5-10
5-10
_
_
50-80
10-20
5-20
_
_
70-90
50-85
40-70
50-90
0-30
Tabla 2.1.4.1. Eficiencia de remoción de sistemas de tratamiento para aguas residuales
*
municipales.
*
Manual de Disposición de Aguas Residuales. Origen y Descarga, Tratamiento y Análisis de las Aguas
Residuales, Tomo I Y II. O.P.S.
2.1.4.1.
Terminología Básica.
Para efectos de la interpretación del presente capítulo será adoptada la
siguiente terminología.
35
2.1.4.1.1. Plantas
de
tratamiento
de
Aguas
Residuales
Domésticas.
Es la unidad o conjunto de unidades destinadas a mejorar la calidad del agua
de tal forma que produzcan en los cuerpos receptores, efectos compatibles con
las exigencias legales y/o con la utilización aguas abajo de la población.
2.1.4.1.2. Procesos de Tratamiento.
El tratamiento de aguas residuales puede incluir varias fases técnicas, para
garantizar un tratamiento compatible con las condiciones locales del cuerpo
receptor. Las diversas fases o grados de tratamiento se pueden clasificar de la
siguiente forma:
Tratamientos preliminares
Destinados a la preparación de las aguas residuales para su disposición o
tratamiento subsecuente. Las unidades de tratamiento preliminar se pueden
constituir en:
a. Rejas y canales Afluentes.
b. Desarenadores.
c. Trampa de Grasas y Aceites.
d. Aireación preliminar
e. Homogenización.
36
Tratamientos primarios
Los tratamientos primarios son complementarios a los preliminares y pueden
incluir:
a. Sistemas de Fosa Séptica.
b. Tanque Imhoff.
c. Sedimentación simple (primaria).
d. Precipitación química y sedimentación.
Tratamientos secundarios
Complementa los tratamientos precedentes y debe incluir un proceso biológico
adecuado y una sedimentación final (secundaria).
Se acostumbra calificar al tratamiento secundario como completo o tratamiento
en ciclo completo.
a. Lagunas de Estabilización
b. Lodos Activados
c. Sedimentadores Secundarios
d. Filtros biológicos
e. Reactores Anaerobios de Flujo Ascendente (RAFA)
Tratamientos terciarios
Complementa los procesos anteriores siempre que las condiciones locales
exijan eventualmente un grado más elevado de depuración o la remoción de
nutrientes, para evitar la eutrofización en el cuerpo receptor.
37
Los procesos complementarios que pueden ser aplicados son:
a. Procesos físico-químicos.
b. Procesos físico-biológicos.
c. Desinfección.
2.1.4.1.3. Operaciones Unitarias.
Métodos de tratamiento en los cuales predomina la aplicación de fuerzas físicas
(rejas, mezclas, floculación, sedimentación, flotación y filtración).
2.1.4.1.4. Procesos Químicos Unitarios.
Métodos de tratamiento en los cuales la remoción de contaminantes ocurre por
la
incorporación
de
productos
químicos
(precipitación,
adsorción
y
desinfección).
2.1.4.1.5. Procesos Biológicos unitarios.
Métodos de tratamiento en los cuales la remoción de contaminantes ocurre por
medio de actividad biológica.
2.1.4.1.6. Sistemas de Tratamiento de Aguas Residuales.
Está constituido por un proceso conjugado o conjunto de procesos de
tratamiento que se verifican en una Planta de Tratamiento de Aguas
Residuales.
38
SISTEMAS DE
TRATAMIENTO
DE AGUAS
RESIDUALES
TRATAMIENTO
PRELIMINAR
TRATAMIENTO
PRIMARIO
TRATAMIENTO
SECUNDARIO
TRATAMIENTO
TERCIARIO
Rejas
Desarenadores
Trampa de Grasas
y Aceites
Sedimentadores
Primarios
Fosa Séptica
Tanque Imhoff
Lagunas de Estabilización
Filtros Biológicos
Reactor Anaerobio de
Flujo Ascendente (RAFA)
Lodos activados
Procesos Físico Químicos
Procesos Fisico Biológico
Desinfección
Figura 2.1.4.1.6.1. Clasificación de los sistemas de tratamiento de A. R.
2.1.4.1.7. Sistemas Convencionales.
Son aquellos constituidos por procesos que incluyen unidades de tratamientos
que normalmente son utilizadas en las plantas de tratamiento de aguas
residuales, dichas unidades se mencionan a continuación:
a) Tratamiento preliminar, comprende la remoción de sólidos gruesos por
cribado y remoción de arena por desarenación.
b) Tratamiento primario, comprende la remoción de sólidos por proceso de
sedimentación, el tratamiento o acondicionamiento del lodo por digestión
39
anaerobia o aerobia y su remoción de humedad por espesamiento, por
gravedad, secado natural o disposición en lagunas.
c) Tratamiento secundario, comprende la remoción de materia orgánica por
actividad biológica.
2.1.4.1.8. Sistemas no convencionales.
Un sistema no convencional es aquel donde se emplean unidades de
tratamiento que no son utilizadas comúnmente o en una secuencia común,
además este tipo de sistema se caracteriza porque tienen un costo mínimo en
concepto de energía, son sostenibles, el mantenimiento es simple y una buena
eficiencia de funcionamiento
2.1.4.1.9. Unidades complementarias y componentes de los
sistemas.
Unidades cuyo fin es transportar, desviar o elevar el agua residual para
interconectar y/o efectuar el control de la operación de la Planta Tratamiento de
Aguas Residuales.
2.1.4.2.
Etapas de Tratamiento.
Cada etapa en el tratamiento tiene una función específica que contribuye en
forma secuencial, al mejoramiento de la calidad del efluente respecto a su
condición inicial al ingresar al ciclo de depuración, que va del proceso más
simple, hasta el más complejo. Esto permite separar las etapas, por lo tanto el
40
análisis de cada una es en forma individual, existiendo siempre una
interrelación entre cada una. Así mismo el criterio a utilizar para la selección y
diseño de las respectivas unidades que se proponen, dependen de la etapa de
tratamiento.
•
Tratamiento Preliminar
•
Tratamiento Primario
•
Tratamiento de Lodos
•
Tratamiento Secundario
•
Tratamiento Terciario
2.1.4.2.1. Tratamiento Preliminar.
Los tratamientos preliminares son destinados a preparar las aguas residuales
para que puedan recibir un tratamiento subsiguiente sin perjudicar a los equipos
mecánicos y sin obstruir tuberías y causar depósitos permanentes en tanques.
Sirven también para minimizar algunos efectos negativos al tratamiento tales
como grandes variaciones de caudal y de composición y la presencia de
materiales flotantes, como aceites, grasa y otros.
Las unidades de tratamiento preliminar más importantes son:
•
Tanques de Homogenización.
•
Cámaras de neutralización.
•
Trampas de Grasas y aceites.
41
•
Rejas y canales afluentes.
•
Desarenadores.
De éstos, prácticamente todas las plantas de tratamiento incluyen rejas y
desarenadores. Los demás tipos de unidades son frecuentemente empleadas
para residuos líquidos industriales.
El tratamiento es físico, puesto que la remoción de éstos sólidos de mayor
tamaño se lleva a cabo por el proceso de tamizado y por la sedimentación en el
desarenador a través de la interacción de fuerzas como la gravedad, diferencias
de concentración y el tamaño de las partículas.
2.1.4.2.2. Tratamiento Primario.
El tratamiento primario constituye el primero, y a veces el único tratamiento de
las aguas residuales. Este proceso elimina los sólidos flotantes y los sólidos en
sedimentables tanto finos como gruesos. Si la planta provee solamente un
tratamiento primario, se considera que el efluente sólo ha sido parcialmente
tratado. Es un simple tratamiento físico que consiste en la separación de
elementos sólidos que contiene el agua.
42
El tratamiento primario persigue retener una buena parte de los sólidos en
suspensión que lleva el agua residual (entre un 90 y 95% de los sólidos
sedimentables). A fin de lograr lo anterior se emplea el efecto de la gravedad,
para que se depositen los sólidos sedimentables en los sedimentadores o en
las lagunas. Los parámetros de diseño apuntan a un tiempo de retención y
velocidad del líquido lo más constante posible, impidiendo las variaciones de
caudal, con la finalidad de que los lodos y la espuma recogida en el fondo y la
superficie no se vuelvan a mezclar con el liquido y puedan separarse para ser
enviados a tratamiento posteriores.
Otro propósito es conseguir un rendimiento suficiente para el correcto
funcionamiento del tratamiento secundario.
En algunas ocasiones se potencia el tratamiento primario con la adición de
reactivos de manera que aumenta la formación de sólidos sedimentables a
partir de sólidos coloidales ó disueltos. En otras es necesario proceder a la
neutralización del pH antes de la siguiente etapa de tratamiento.
La actividad biológica no es particularmente importante en el tratamiento
primario aunque la materia orgánica y los lodos residuales pueden sufrir una
digestión parcial si el tiempo de retención es largo.
Entre algunos de los elementos más empleados en el tratamiento primario
están:
•
Sedimentadores Primarios.
43
•
Fosas Sépticas.
•
Tanque Imhoff.
2.1.4.2.3. Tratamiento Secundario.
El tratamiento secundario es un tratamiento biológico que persigue transformar
la materia orgánica del agua residual en materia celular, gases, energía y agua.
A su vez se retienen también sólidos en suspensión y sólidos coloidales.
En la zona de tratamiento secundario algunas veces se añaden reactivos para
favorecer la eliminación de fósforo, o de sólidos coloidales. A este tratamiento
químico no se le debe considerar un tratamiento secundario.
•
Lagunas de estabilización.
•
Aerobias.
•
Anaerobias.
•
Facultativas.
•
Aereadas.
•
Filtros Biológicos.
•
Reactores Anaeróbico de Flujo Ascendente (RAFA).
•
Lodos Activados.
•
Sedimentadores Secundarios.
44
2.1.4.2.4. Tratamiento Terciario.
El tratamiento avanzado del agua residual se define como el tratamiento
adicional necesario para la eliminación de los sólidos suspendidos no tratados
en las etapas anteriores y de las sustancias disueltas que permanecen en el
agua residual después del tratamiento secundario convencional. Estas
sustancias pueden ser materia orgánica o inorgánica, en forma de sólidos
suspendidos,
y
su
naturaleza
puede variar
desde
iones
inorgánicos
relativamente simples, como el calcio, el potasio, el sulfato, el nitrato y el
fosfato, hasta un número cada vez mayor de compuestos orgánicos sintéticos
muy complejos. En el transcurso de los últimos años se ha conseguido tener un
conocimiento mucho más complejo sobre el efecto de las sustancias en el
medio ambiente. La investigación sobre los posibles efectos tóxicos de estas
sustancias en el medio ambiente continua, así como la investigación sobre los
procesos de tratamientos, tanto convencionales como avanzados, dirigidos a su
eliminación.
Los métodos de tratamiento avanzado de las aguas residuales se pueden
clasificar en función del tipo de operación o proceso unitario, o por el objetivo
principal de eliminación que se quiere conseguir. Para facilitar la comparación
general de las diversas operaciones y procesos, la Tabla 2.1.4.2.4.1 muestra la
principal función de eliminación de constituyentes; los tipos de operaciones y
45
procesos aplicables para desarrollar esta función y el tipo de agua residual
tratada
PRINCIPAL
FUNCIÓN
DE
DESCRIPCIÓN DE LA OPERACIÓN O DEL PROCESO
ELIMINACIÓN
Eliminación de sólidos
suspendidos
Oxidación de amoníaco
Eliminación de nitrógeno
Eliminación de nitratos
Eliminación biológica de fósforo
Eliminación biológica conjunta
de nitrógeno y fósforo
Eliminación física o química de
nitrógeno
Eliminación de fósforo por
adición de reactivos químicos
Eliminación de compuestos
tóxicos y materia orgánica
refractaria
Eliminación de sólidos
Inorgánicos disueltos
Compuestos orgánicos
volátiles
Filtración Micro tamices
Nitrificación biológica
Nitrificación/desnitrificación biológica
Desnitrificación biológica en etapas separadas
Eliminación de fósforo en la línea principal
Eliminación de fósforo en la línea auxiliar
Nitrificación/desnitrificación biológica y eliminación de
fósforo
Arrastre por aire
Cloración al breakpoint Intercambio iónico
Precipitación química con sales metálicas
Precipitación química con cal
Adsorción sobre carbono
Fangos activados -carbón activado en polvo
Oxidación química
Precipitación química
Intercambio iónico
Ultrafiltración
Osmosis inversa
Electrodiálisis
Volatilización y arrastre con gas
Tabla 2.1.4.2.4.1. Eliminación de constituyentes por medio de operaciones y procesos de
tratamiento avanzados (Metcalf & Eddy, 1996)
2.1.4.2.5. Tratamiento Cuaternario.
Esta etapa de tratamiento se aplica, cuando es necesario reutilizar aguas
residuales de origen agrícola, donde se encuentran presentes contaminantes
como los pesticidas, herbicidas, entre otros.
46
2.1.4.2.6. Tratamiento de Quinta Generación.
Los tratamientos de Quinta Generación van encaminados a efectuar un
aprovechamiento o rehúso de las aguas residuales domésticas; en lo que se
refiere al consumo humano.
En el medio no es común efectuar un tratamiento de quinta generación, debido
a los altos costos que implican la implementación de estos procesos. A
continuación se describen brevemente algunos procesos usados en el
tratamiento de quinta generación:
Ultrafiltración
Los sistemas de Ultrafiltración son operaciones que emplean membranas
porosas para la eliminación de materia disuelta y coloidal. Estos sistemas se
diferencian de los sistemas de osmosis inversa en que precisan presiones
relativamente bajas, normalmente inferiores a 1.034 kN/m2. La Ultrafiltración se
suele emplear para eliminar materia coloidal y moléculas de gran tamaño con
pesos moleculares superiores a 5.000. Las aplicaciones de la ultrafiltración
incluyen la eliminación de aceites de cursos de agua, y la eliminación de la
turbidez provocada por los coloides causantes de color.
Osmosis inversa
La ósmosis inversa es un proceso en el que se separa el agua de las sales
disueltas en disolución, mediante la filtración, a través de una membrana
47
semipermeable a una presión superior a la presión osmótica provocada por las
sales disueltas en el agua residual.
2.1.4.3.
Tratamiento Químico del Agua Residual.
Constituye un complemento a la depuración del agua residual, también muchas
veces se llama de afino. Los diferentes tratamientos empleados persiguen:
Reducir los sólidos en suspensión y la parte orgánica asociada, reducir la DBO
y DQO solubles, reducir el contenido de fósforo y/o nitrógeno, eliminar
microorganismos patógenos; eliminar detergentes o tóxicos no biodegradables.
2.1.4.4.
Tratamiento Biológico del Agua Residual.
Los procesos biológicos pueden clasificarse en:
•
Procesos aerobios,
•
Procesos anaerobios,
•
Procesos anóxicos,
•
Anóxicos combinados y
•
Los procesos de lagunaje.
Los procesos individuales se pueden dividir en sistemas de cultivo en
suspensión, en sistemas de cultivo fijo, o en sistemas resultantes de la
combinación de ambos.
48
La característica primordial que diferencia dichos procesos es la forma como se
dan, es decir la forma en como los microorganismos, encargados de la
degradación del material contaminante, subsisten para dicho fin. A continuación
se describe la microbiología involucrada en proceso aerobios y anaerobios.
2.1.4.4.1. Tratamiento Biológico Aerobio.
Antes
que
nada
es
necesario
comprender
la
importancia
de
los
microorganismos dentro del sistema. El papel clave de las bacterias es
descomponer la materia orgánica producida por otros organismos vivos. En el
reactor, las bacterias aerobias o facultativas utilizan parte de la materia orgánica
del agua residual, con el fin de obtener energía para la síntesis del resto de la
materia orgánica en forma de células nuevas. En tanto que las bacterias son los
microorganismos que realmente degradan el residuo orgánico del afluente, las
actividades metabólicas de otros organismos son, igualmente importantes en el
sistema de lodos activados. Por otro lado, del mismo modo que es importante
que las bacterias descompongan el residuo orgánico tan pronto como sea
posible, también lo es el que se forme un flóculo adecuado, puesto que este
punto constituye un requisito previo para la separación de los sólidos biológicos
en la instalación de sedimentación.
Materia Orgánica + O2
CO2 + H2O + biomasa
49
2.1.4.4.2. Tratamiento Biológico Anaerobio.
En este caso la conversión de la materia orgánica se produce en tres etapas la
primera es la transformación por vía enzimática (hidrólisis) de los compuestos
de alto peso molecular en compuestos que puedan servir como fuentes de
energía y de carbono celular. El segundo paso (acidogénesis), implica la
conversión bacteriana de los compuestos producidos en la primera etapa en
compuestos intermedios identificables de menor peso molecular. El tercer paso
(metanogénesis), supone la conversión bacteriana de los compuestos
intermedios en productos finales más simples, principalmente metano y dióxido
de carbono. La conversión de la materia orgánica y de los residuos se lleva a
cabo mediante la acción conjunta de diferentes organismos anaerobios. Un
grupo de microorganismos se ocupa de la hidrolización de los polímeros
orgánicos y de los lípidos para formar elementos estructurales básicos como los
monosacáridos, los aminoácidos y los compuestos relacionados con estos. Un
segundo grupo fermenta los productos de la descomposición para producir
ácidos orgánicos simples. Un tercer grupo convierte el hidrógeno y el ácido
acético, originado por las bacterias formadoras de ácidos, en gas metano y
dióxido de carbono. Con el objeto de mantener un sistema de tratamiento
anaerobio
que
estabilice
correctamente
el
residuo
orgánico,
los
microorganismos formadores de ácidos y de metano se deben encontrar en un
estado de equilibrio dinámico. Para mantener dicho estado, el contenido del
reactor deberá carecer de oxígeno disuelto y estar libre de concentraciones
50
inhibitorias de constituyentes tales como los metales pesados y los sulfuros.
Además, el medio acuoso deberá presentar valores de pH situados entre 6.6 y
7.6. También deberá existir una alcalinidad suficiente para que el pH del
sistema no descienda por debajo de 6.2, puesto que este punto marca el límite
de actividad de las bacterias formadoras de metano. Es necesario disponer de
suficiente cantidad de nutrientes tales como nitrógeno o fósforo, para asegurar
el crecimiento adecuado de la comunidad biológica. La temperatura también es
un parámetro ambiental importante. Los intervalos de temperatura óptimos son
el mesófilico (30 a 38° C) y el termófilico (49 a 57° C).
Las ventajas e inconvenientes del tratamiento anaerobio de un residuo
orgánico, en comparación con el tratamiento aerobio, vienen condicionadas por
el lento crecimiento de las bacterias formadoras de metano. El lento crecimiento
de estas bacterias obliga a tiempos de retención mas dilatados, para conseguir
una adecuada estabilización de los residuos. No obstante, este bajo crecimiento
implica que solo una pequeña parte del residuo orgánico biodegradable está
siendo sintetizado en forma de nuevas células. La mayor parte del residuo
orgánico se transforma en metano, que es un gas combustible y por ello, un
producto final útil.
Se pueden resumir las ventajas y desventajas de ambos procesos en función
del tiempo de retención, la generación de lodos de desecho, el control de la
51
temperatura y el control de los microorganismos responsables de la
degradación en cada caso. Por lo cual se puede ver que el caso de un proceso
aerobio nos generaría una gran cantidad de lodos de desecho que
posteriormente tendrían que ser tratados para su utilización, mientras que por
otro lado el proceso aerobio nos complicaría el control y eficiencia de este
proceso puesto que no se contaría con un sistema mecanizado para la
regulación de los medios propicios para la subsistencia de los microorganismos.
Cabe destacar que las ventajas que ofrece el proceso anaerobio pueden ser de
gran utilidad, como la generación de gas metano y la poca generación de lodos
ya aptos para su utilización, pero haciendo una comparación de las dificultades
que presentan en la implementación ambos procesos, se optará por un proceso
aerobio en el cual se puede sacar ventaja en la generación de lodos siempre y
cuando se les de un tratamiento adecuado posteriormente.
Materia Orgánica + O2
CO2 + metano + biomasa
El lodo proveniente de la sedimentación y de los procesos de tratamiento
biológico debe estabilizarse o tratarse antes de disponer de él o de reutilizarlo.
La necesidad de la estabilización o del tratamiento depende del tipo de
disposición o de reutilización y de las molestias potenciales debidas a los olores
en el lugar. El lodo se procesa para:
1. Eliminar los olores desagradables.
2. Reducir o inhibir la putrefacción potencial
52
3. Reducir su contenido de organismos patógenos.
4. eliminación total o parcial del contenido de agua.
Las formas de tratamiento incluyen:
1. La reducción biológica de los sólidos volátiles biodegradables.
2. La oxidación química de los sólidos volátiles.
3. La adición de sustancias químicas para volver el lodo no biodegradable.
4. Calentamiento para desinfectar o esterilizar el lodo.
Los métodos más comunes de tratamiento de lodos para instalaciones
pequeñas de aguas residuales son la digestión anaerobia y los lechos de
secado. La digestión aerobia, la oxidación química y la estabilización con cal
son métodos menos utilizados.
Digestión Aeróbica
En general, la digestión aeróbica se usa para estabilizar lodos activados de las
plantas de tratamientos compactas y aerobias o de las plantas de tratamiento
pequeñas; sin embargo esto solamente se aplica en otros países.
En las plantas de tratamiento pequeñas debería de usarse la digestión aerobia
en vez de la digestión anaerobia porque:
1. La operación es relativamente fácil.
53
2. Los costos son menores.
3. Genera un producto final estable, sin olor y similar al humus.
4. En el licor sobrenadante se produce una menor concentración de DBO.
Por lo general, la digestión aeróbica se lleva a cabo en tanque de concreto
abiertos y no calentados.
Los factores que deben considerarse en el diseño son la temperatura, el tiempo
de retención hidráulico, la carga de sólidos, las necesidades de oxígeno, el
requerimiento de aire y la necesidad de energía para la mezcla.
54
CAPITULO III
ESTUDIOS Y ANALISIS PREVIOS AL
DISEÑO DE PLANTAS DE TRATAMIENTO
DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS.
55
Introducción
En el Salvador, el objetivo principal del tratamiento de las aguas residuales es
mejorar sus propiedades, para que estas puedan cumplir con los requerimientos
de la “Propuesta de norma de aguas residuales descargadas a un cuerpo
receptor” y reglamentos relacionados, antes de ser vertidas. De esta manera se
pretende disminuir el impacto sobre el ambiente y la salud de las personas.
El requisito fundamental antes de proceder al diseño preliminar o definitivo de
una planta de tratamiento de aguas residuales, es conocer la cantidad y el
grado de contaminación del agua a tratar, también es de suma importancia
conocer el grado de tratamiento que se le dará. Dicho grado de tratamiento se
determinará en relación con las normas de calidad a las que se someterá el
efluente de la planta de tratamiento y su grado de contaminación. En el próximo
capitulo se hará un análisis en cuanto a la propuesta de la norma de calidad y
reglamentos del país; en tanto que en el presente capitulo se desarrollaran los
aspectos referentes a los estudios y análisis previos al diseño.
A fin de realizar un diseño adecuado de las unidades de una planta de
tratamiento de Aguas Residuales, es necesario contar con información básica y
datos que solo los estudios previos pueden brindarnos. A continuación se
describen brevemente algunos aspectos relevantes en cuanto a dicha
información y estudios, lo que brindará el fundamento teórico básico para los
diseños de las unidades de tratamiento.
56
3.1. DATOS GENERALES DEL PROYECTO EN ESTUDIO.
Un proyecto de tratamiento de aguas residuales, al igual que todos los
proyectos, debe encontrarse muy bien documentado, por lo tanto es necesario
contar con información general del sitio donde se llevará a cabo dicho proyecto
y entre esta información se puede mencionar la siguiente:
a. Nombre de la localidad o municipio.
Debido a que el presente trabajo de graduación se limitara al diseño de
unidades de tipo biológico en plantas de tratamiento en El Salvador, se
sobreentiende que el lugar del proyecto se puede encontrar ubicado en
cualquiera de los 262 municipios, comprendidos en los 14 departamentos del
país. Es recomendable que se describan los nombres del departamento y del
municipio donde se ubicará el proyecto. Esto ayudará a formar una idea general
y limitará la región en un lugar más específico. Incluso se puede ilustrar la
ubicación por medio de la demarcación en un mapa de El Salvador, donde
claramente se indique el departamento y el municipio donde se ubicará el
proyecto.
b. Ubicación geográfica.
Es necesario observar el panorama general del sitio donde se ubicará la planta,
esto se logra haciendo uso de los cuadrantes pertenecientes a dicha región, los
cuales brindan información valiosa. Dicha información consiste en una
apreciación visual de los diferentes cauces de ríos y quebradas que se pueden
57
considerar en el análisis de los cuerpos receptores, usos de suelos, accidentes
geográficos, asentamientos humanos, industria, comercio, vías de acceso, etc.
La información contenida en los cuadrantes deberá ser complementada con
datos de interés general actuales tomados por medio de una visita al lugar, ya
que estos pueden haber variado conforme el tiempo ha transcurrido. Una vez
localizado el cuadrante en el cual se encuentra el sitio de interés, se debe
proceder al análisis del entorno de dicho sitio y se debe tomar en cuenta la
mayor parte de variables que se observen en este.
Además es necesario familiarizarse con el terreno donde se ubicará la planta y
su entorno, esto puede lograrse a través de un mapa del municipio donde se
señale de manera particular el sitio donde esta se ubicará.
c. Datos demográficos.
Los datos demográficos darán la pauta de la población que se considerará en el
diseño de las unidades de la planta y brindará un comportamiento del
crecimiento de la población para efectuar el diseño del proyecto. Esta
información demográfica debe de ser tomada, de manera recomendable, de los
censos llevados a cabo en el transcurso de los años, a fin de observar la
tendencia del crecimiento poblacional en la Zona. También se puede hacer uso
de los datos que los líderes de las comunidades recolectan en sus zonas o por
censos directos.
58
En el caso de que el proyecto se ubique en una urbanización es necesario
conocer el número de viviendas y el número de habitantes por vivienda en la
zona, dicho número también puede ser tomado de los censos.
d. Actividad económica.
A fin de obtener información general de la economía del sector donde se
realizará el proyecto, se deben considerar todas aquellas actividades
económicas que se realizan en el medio geográfico ya delimitado, debido a que
la calidad del agua depende del tipo de actividades que se realizan en la región
de influencia del proyecto y de esta manera determinar previamente si el agua
residual puede tratarse por medios biológicos.
Adicional a lo mencionado anteriormente, todo proyecto de tratamiento de
aguas residuales debe llevar a cabo los estudios factibilidad y los estudios
previos mencionados a continuación.
o Climatología
o Geología y suelos
o Topografía.
o Recursos hídricos
59
3.2.CARACTERIZACIÓN DE LAS AGUAS RESIDUALES.
Las aguas residuales presentan características físicas, químicas y biológicas
especiales sobre las demás aguas, que es necesario comprender para
optimizar su manejo, recolección, transporte, tratamiento y disposición final y
minimizar los efectos adversos de su vertimiento a aguas naturales o al suelo,
obteniendo así un mejor manejo ambiental de los desechos y la calidad del
agua.
Características
de las Aguas
Residuales
Domésticas
Características
Físicas.
Características
Químicas.
Características
Biológicas.
Figura 3.2.1 Características de las Aguas Residuales Domésticas
Las características de las aguas residuales domésticas son diferentes a las que
tienen los desechos de las industrias y los desechos de las actividades
agrícolas. Las diferencias en las características de estos desechos son
múltiples, no siendo posible utilizar los mismos sistemas de tratamiento para
todos los desechos con la misma eficiencia. En otras palabras, un proceso
60
eficiente para aguas residuales domésticas puede exigir modificaciones para
tratar desechos de actividades agrícolas o resultar ineficaz en el tratamiento de
un desecho industrial.
Los sistemas de manejo y tratamiento de los desechos deben tomar ventaja de
las características de esos desechos, especialmente del contenido de materia
orgánica, sólidos, nitrógeno y fósforo. Por lo tanto la caracterización de las
aguas residuales debe llevarse a cabo antes de cualquier diseño, debido a que
los procesos a emplear en el tratamiento dependen directamente de los valores
tomados de la caracterización. (DBO, DQO. pH, temperatura, etc.).
3.2.1. Medición de parámetros
De la misma manera que en las aguas naturales se miden las características
físicas, químicas y biológicas, también es necesario medirlas en las aguas
residuales, a fin de establecer las cargas orgánicas y de sólidos que
transportan, determinar efectos del vertimiento a cuerpos de agua y seleccionar
las operaciones y procesos de tratamiento que resultaran más eficaces y
económicos.
En la caracterización de las aguas residuales es importante conocer la
temperatura, la concentración y la clase de sólidos, demanda bioquímica de
oxigeno, demanda química de oxigeno, potencial de hidrogeno, fósforo y
61
nitratos principalmente, el color, el olor y el sabor no son significativos en la
caracterización de desechos líquidos.
En la siguiente tabla 3.2.1.1, se establece una comparación entre las
características que es importante conocer tanto en las aguas de un río, del agua
potable y de las aguas residuales, tomando en consideración que en esta
ocasión interesa únicamente el agua residual
Características
Agua de Río
pH, U
X
X
X
Temperatura, °C
Color, U
Turbidez, U
Olor, U
Sólidos Totales, mg/l
Sólidos Sedimentables, mg/l
Sólidos Suspendidos, mg/l
Sólidos Volátiles, mg/l
Conductividad, Ώ
Alcalinidad
Dureza
Oxigeno Disuelto (OD)
DBO
DQO
Nitrógeno orgánico
Nitrógeno Amoniacal
Nitrito
Nitrato
Cloruro
Fosfato
Detergentes sintéticos
Coliformes, NMP
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Agua Potable
X
X
X
Aguas residuales
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Tabla 3.2.1.1 Características que es necesario conocer en los distintos tipos de aguas.
Aún cuando en la tabla anterior se muestre una serie de parámetros que es
necesario conocer en las aguas residuales, el reglamento especial de aguas
62
residuales de la Ley de Medio Ambiente de El Salvador, establece como
análisis obligatorios para aguas residuales domésticas, los siguientes:
a. Demanda Bioquímica de Oxígeno, DBO
b. Potencial hidrógeno, pH
c. Grasas y aceites
d. Sólidos sedimentables
e. Sólidos suspendidos totales
f. Coliformes totales y
g. Cloruros
A continuación se describen los parámetros más importantes en la
caracterización de las aguas residuales, resaltando su importancia en el diseño.
3.2.1.1.
Parámetros de medición de materia orgánica.
En la medición de la materia orgánica se utilizan varios parámetros, y cada uno
de ellos no es estrictamente comparable con los demás, debido a que miden
una cantidad diferente de materia orgánica en el mismo desecho. Las
definiciones de estos parámetros y la representación de la Imagen 3.2.1.1.1,
ayudan a comprender mejor las diferencias básicas que hay entre ellos.
DTO, (Demanda teórica o demanda total de oxigeno): es la cantidad
estequiométrica de oxigeno para la oxidación completa de una sustancia a CO2,
H2O, HNO3, H3PO4, H2SO4, etc.
63
En el diseño de unidades para el tratamiento de aguas residuales, este
parámetro no interesa, debido a que en el tratamiento no se necesita remover
toda la materia orgánica.
DQO, (Demanda química de oxigeno): es la cantidad de oxigeno necesaria para
oxidar contaminantes (orgánicos e inorgánicos) por reacciones puramente
químicas, se mide mediante análisis químicos.
DBO, (Demanda bioquímica de oxigeno): es la cantidad de oxigeno utilizado en
la oxidación biológica de la materia orgánica carbonacea en los desechos, a 20
°C durante un periodo de tiempo específico. Es una prueba química y biológica
COT, (Carbono orgánico total): medida del carbono orgánico en los desechos,
es una prueba instrumental. Los resultados son parecidos a los de la DBO.
La medida de la concentración de materia orgánica produce resultados
diferentes para cada método o medida, sin embargo, existe cierta interrelación
para un mismo desecho y en general para diferentes desechos. La imagen 3.5,
permite apreciar mejor estas interrelaciones y vislumbrar las limitaciones que
existen en la interpretación de resultados.
64
Figura 3.2.1.1.1. Relación que existe entre la DTO, DQO, DBO y COT
3.2.1.1.1. Relación DQO/DBO
Esta relación es importante en el agua residual, debido a que con el análisis de
esta, se puede determinar si dicha agua es biológicamente tratable.
La biodegradabilidad de una sustancia, es la propiedad que permite que las
aguas residuales puedan ser depuradas por medio de microorganismos, los que
utilizan la sustancia como alimento y fuente de energía para su metabolismo y
reproducción, lo que condiciona en gran medida la viabilidad de tratar
biológicamente un efluente.
Para diseñar una planta de tratamiento con unidades de tipo biológico, es
necesario saber cuanta materia orgánica biodegradable está presente en el
efluente de aguas residuales, por consiguiente se necesita determinar la DBO,
sin embargo es aconsejable medir también en paralelo la demanda química de
65
oxigeno DQO, de esta forma se obtiene información acerca de la
biodegradabilidad de los compuestos orgánicos presentes en el efluente, por
medio de la razón DQO/DBO. Ya que esta es una aproximación cuantitativa de
la biodegradabilidad de un afluente. Así se tiene que, cuando:
(DQO/DBO5) < 2.5
es un efluente o compuesto biodegradable, pudiéndose utilizar sistemas
biológicos para su tratamiento.
3.2.1.2.
Gama de Sólidos
El agua residual contiene una variedad de materiales sólidos. La clasificación
de los diferentes tipos de sólidos se encuentra en la tabla 3.2.1.2.1.
Definiciones para sólidos encontrados en agua residual*
Prueba
Sólidos Totales (ST)
Sólidos volátiles totales
(SVT)
Sólidos fijos totales
(SFT)
Sólidos suspendidos
totales(SST)
Sólidos suspendidos
volátiles (SSV)
Sólidos suspendidos
fijos (SSF)
Sólidos disueltos
totales(SDT)(ST-SST)
Sólidos disueltos
volátiles (SDV) (SVTSST)
Sólidos disueltos fijos
(SDF)
Descripción
Residuo remanente después que la muestra ha sido evaporada y secada a
una temperatura especifica (103 a 105 ºC)
Sólidos que pueden ser volatilizados e incinerados cuando los ST son
calcinados (500±50 ºC)
Residuo que permanece después de incinerar los ST (500±50 ºC)
Fracción de ST retenido sobre un filtro con un tamaño de poro específico,
medido después que ha sido secado a una temperatura específica. El filtro
mas usado para la determinación de SST es el filtro Whatman de la fibra de
vidrio que tiene un tamaño nominal de poros de aproximadamente 1.58 µm.
Estos sólidos pueden ser volatilizados e incinerados cuando los SST son
calcinados (500±50 ºC)
Residuo remanente después de calcinar SST (500±50 ºC)
Sólidos que pasan a través del filtro y luego son evaporados y secados a
una temperatura especifica. La medida de SDT comprende coloides y
sólidos disueltos. Los coloides son de tamaño 0.001 a 1 µm.
Sólidos que pueden ser volatilizados e incinerados cuando los SDT son
calcinados (500±50 ºC)
Residuo remanente después de calcinar los SDT (500±50 ºC)
Sólidos suspendidos, expresados como milímetros por litros, que se
sedimentaran por fuera de la suspensión, dentro de un periodo de tiempo
específico.
*Adaptado de Standard Methods (1995)
Sólidos sedimentables
Tabla 3.2.1.2.1. Definiciones para los sólidos encontrados en el agua residual
66
Se presume que los sólidos volátiles (SV) representan la materia orgánica, a
pesar de que parte de la materia orgánica no se incinere y de que algunos
compuestos inorgánicos se descompongan a altas temperaturas. De manera
que tanto los ST como los SST poseen fracciones de sólidos fijos y volátiles, y
en forma similar los sólidos disueltos totales (SDT) también tengan sólidos fijos
y volátiles. Los sólidos totales disueltos se calculan por diferencia entre los
Sólidos Totales y los Sólidos Suspendidos:
SDt = STt − SSt.........................t : Totales
SDt = STv − SSv.......................v : Volatiles
SDf = STf − SSf ..................... f : Fijos
En cuanto a los sólidos sedimentables, cuando se tienen muestras blancas o
muy limpias, el dato se toma como: < 0,1 ml/L/h ó 0 ml/L/h.
En la Figura 3.2.1.2.1 se muestra la fracción orgánica e inorgánica, disuelta,
suspendida,
sedimentable
y
no
sedimentable,
biodegradable
y
no
biodegradable de los sólidos totales y la parte removida por diferentes procesos
de tratamiento de las aguas residuales domésticas.
67
SOLIDOS TOTALES (400-1200 mg/l)
ORGANICOS (Volatiles)
0.50
INORGANICOS (Cenizas)
0.50
DISUELTOS
0.35
No Sedimentables
0.40
DISUELTOS
0.20
SUSPENDIDOS
0.45
Sedimentables
0.25
No Biodegradables
0.58
No Sedimentables
0.35
Biodegradables No Biodegradables Biodegradables
0.10
0.17
0.15
REMOCION EN SISTEMAS DE TRATAMIENTO:
Primario
Primario+Biologico
Químico
Químico+adsorción
Figura 3.2.1.2.1. Sólidos en Aguas Residuales Domésticas y Sistemas de Tratamiento
La razón por la cual es necesario minimizar la cantidad de sólidos contenidos
en aguas residuales es porque estos se oxidan consumiendo oxigeno disuelto
en el agua, sedimentan en al fondo de los cuerpos receptores donde modifican
el hábitat natural y afectan la biota acuática.
3.2.1.3.
Grasas y Aceites
Las grasas y aceites ingresan al agua residual como mantequilla, manteca de
cerdo, margarina, grasas y aceites vegetales. Las grasas se hallan
generalmente en las carnes, germen de cereales, semillas, nueces y ciertas
68
frutas. Su eliminación antes del vertido es importante ya que puede interferir
con la vida biológica en las aguas y crear películas y materiales en flotación
imperceptibles.
FUENTES DE GRASAS Y ACEITES
Actividades domésticas en general,
procesamiento de alimentos, Trabajo en metal,
lavanderías, Curtiembres, Procesamiento de
lanas, Refinerías de petróleo, Química orgánica e
industrial.
EFECTOS GRASAS Y ACEITES
Interfieren con los organismos biológicos en los
procesos de tratamiento.
Tabla 3.2.1.3.1 Procedencia de las grasas y aceites y sus efectos
3.2.1.4.
Turbiedad.
La turbiedad se debe al contenido de materias en suspensión como: arcilla,
limo, materia orgánica finamente dividida, bacterias similares y organismos
microscópicos, que en caso de alta concentración provocan problemas al paso
de la luz solar y por consiguiente en los fenómenos de fotosíntesis.
A continuación se mencionan algunas de las razones por las cuales se le debe
tomar importancia a la disminución del parámetro de la turbiedad en las aguas
residuales:
a. Disminuye la Fotosíntesis
b. Puede ser muy tóxica a muy altas turbiedades
c. Algunos peces no pueden encontrar alimentos
d. La temperatura es mas baja en el fondo de las aguas turbias
69
3.2.1.5.
Detergentes
Los detergentes son sustancias que alteran la tensión superficial (disminuyen la
atracción de las moléculas de agua entre sí en la superficie) de los líquidos,
especialmente en el agua. Este tipo de sustancias se denominan tensó activas.
Los detergentes mas usados están compuestos generalmente por fosfatos. En
cuanto a la biodegradabilidad, tanto los detergentes como los jabones son
biodegradables, pero ésta se ve limitada si estos compuestos se encuentran en
exceso en el agua.
El inconveniente empieza cuando ya se ha desechado el detergente, los
fosfatos de este son arrastrados por el drenaje y la mayoría de las plantas de
tratamiento de aguas residuales no están diseñadas para eliminar fosfatos y por
lo tanto, éstos pasan al medio ambiente acuático a través del efluente. Se
cálcula que alrededor del 50% de los fosfatos de las aguas residuales provienen
de los detergentes, el porcentaje restante se deriva de compuestos fosforosos
de desechos humanos y animales y fertilizantes de fosfato. La razón por la cual
es necesario regular la cantidad de fosfatos encontrados en el efluente de una
planta de tratamiento, es que este actúa como elemento nutritivo para algas y
plantas acuáticas, lo que a su vez provoca degradación de las aguas naturales.
Cuando se utiliza un detergente común para lavar la ropa, se contribuye,
aunque sea a escala modesta, a la contaminación de las aguas, la cual si no es
tratada antes de ser vertida a un cuerpo receptor, favorece en este la
eutrofización, o sea que acelera el envejecimiento de los cuerpos de agua.
70
También el uso de los compuestos tensoactivos en el agua, al ser arrojados a
los lagos y ríos provoca la disminución de la solubilidad del oxígeno disuelto en
el agua con lo cual se dificulta la vida acuática
3.2.1.6.
Temperatura.
La temperatura varía de un lugar a otro y durante las horas del día y épocas del
año. En el trópico puede variar entre 15 y 26 °C para desechos domésticos.
El aumento de temperatura acelera la descomposición de la materia orgánica,
aumenta el consumo de oxigeno para la oxidación y disminuye la solubilidad del
oxigeno y otros gases.
La densidad, viscosidad y tensión superficial disminuyen al aumentar la
temperatura, o al contrario cuando esta disminuye. Estos cambios modifican la
velocidad de sedimentación de partículas en suspensión y la transferencia de
oxigeno en procesos biológicos de tratamiento. A continuación se enumeran
algunos aspectos importantes respecto a la temperatura.
a. Un cambio de temperatura puede indicar que se están adicionando
aguas de origen industrial.
b. Es un factor importante en la degradación biológica de desechos
orgánicos
c. Rangos normales de temperatura:
Muestra
Afluente
Efluente
Agua Receptora
Rango
18-29 °C
15.4-35 °C (Puede ser mas alta para lagunas)
25-35°C – Temperatura ambiental
71
d. Las temperaturas altas disminuyen el oxigeno disuelto
e. El metabolismo de los peces aumenta con la temperatura
f. La toxicidad de muchas sustancias aumenta cuando la temperatura
es mayor
g. Todas las especies de peces tienen un límite de temperatura que
pueden tolerar.
3.2.1.7.
Potencial de Hidrogeno (pH).
El pH óptimo para el uso de microorganismos en el tratamiento es entre 6 y 8.
Un cambio del pH (por ejemplo, si se agregan desechos industriales) puede
dañar el proceso biológico.
A continuación se muestran rangos de pH comúnmente encontrados en el
tratamiento de aguas residuales domésticas.
Aguas crudas----------------------------------------------------6.8-8.0
Lodos crudos-----------------------------------------------------5.6-7.0
Efluente de la planta -------------------------------------------6.0-8.0
3.2.1.8.
Coliformes Totales.
Son un buen indicador microbiano de la calidad del agua ya que son fáciles de
detectar y enumerar en esta, las bacterias coliformes no provienen solo de las
heces de los animales de sangre caliente, sino también de la vegetación y del
suelo. Entre ellos se encuentran las siguientes especies: Escherichia Coli,
Citrobacter, Enterobacter y Klebsiella, y es necesario regularlos en las
72
descargas por que pueden dañar la salud de las personas al ser expuestas en
cantidades razonables en los cuerpos receptores.
3.2.1.9.
Coliformes Fecales.
Entre ellos se encuentran los del genero Escherichia y en menor grado se
encuentran los del genero enterobacter, Citrobacter y Klebsiella.
De todos estos microorganismos, los Escherichia coli tienen un origen
específicamente fecal, ya que estas siempre están presentes en grandes
cantidades en las heces humanas.
3.2.1.10. Fósforo total
El fósforo es uno de los principales nutrientes en una descarga, ya que sirve de
alimento a los microorganismos, normalmente se encuentran en las descargas
urbanas (detergentes, heces, orinas, entre otras).
Este elemento propicia el crecimiento elevado de las algas en las aguas
residuales, produciendo la eutrofización, o sea un intenso desarrollo de la flora
acuática, lo que conlleva a un elevado consumo de oxigeno que es sustraído
del cuerpo hídrico. Dentro de los principales problemas podemos mencionar los
siguientes:
En las plantas de tratamiento de agua provoca problemas de operación, afecta
la sedimentación primaria ya que engloba partículas haciendo que la
sedimentación sea más lenta, dificulta la dilución de oxígeno atmosférico en
73
agua y recubre las superficies de trabajo con sedimentos que contienen altas
concentraciones de grasas, proteínas y lodos.
3.2.1.11. Nitrógeno Total.
El nitrógeno al igual que el fósforo constituye uno de los principales elementos
nutritivos en la descarga, ya que sirven de alimento a los microorganismos
responsables de la estabilización de la materia orgánica, dándole energía para
sus actividades y su desarrollo en una planta de tratamiento de aguas
residuales por medios biológicos. Cuando el contenido de nitrógeno sea
insuficiente se necesitará la adición del mismo para hacer tratable el agua
residual.
3.3.COMPONENTES QUE SE AGREGAN AL AGUA DESPUÉS DE SU USO.
A diferencia de las aguas naturales, que tienen concentraciones bajas de
minerales y materia orgánica, las aguas residuales han recibido sales
inorgánicas y materia orgánica de la preparación de alimentos y el metabolismo
humano principalmente y toda clase de materiales que se descartan por los
desagües, e imparten propiedades especiales a las aguas servidas; además se
adicionan biocidas, detergentes y desinfectantes.
A fin de ampliar lo escrito anteriormente se enumeran a continuación los
compuestos que se agregan al agua, a medida que se le da uso:
74
3.3.1. Compuestos inorgánicos
Los compuestos inorgánicos agregados a las aguas durante su uso son
principalmente: a) sales, b) nutrientes, c) minerales y d) sustancias tóxicas en el
proceso.
a. Sales, generalmente están en solución y contribuyen a aumentar la
salinidad del agua. El aumento de sales disueltas durante el uso municipal
del agua puede alcanzar a 300-350 mg/l.
b. Nutrientes, El nitrógeno agregado en las proteínas principalmente y el
fósforo en compuestos orgánicos y los detergentes son nutrientes que
promueven el crecimiento de organismos productores, autótrofos, en aguas
receptoras de desechos. Las aguas residuales domésticas, algunos
desechos industriales y de actividades pecuarias son ricos en nutrientes.
c. Trazas de elementos, Minerales como hierro, calcio, cobre, potasio sodio,
magnesio, etc., son esénciales a la actividad microbiana. En ocasiones,
especialmente en desechos industriales, hay deficiencia de uno o más de
estos elementos, y la actividad microbiana es inhibida.
d. Tóxicos, Afectan a los microorganismos y a los procesos de tratamiento y
provienen de productos farmacéuticos, químicos y biocidas. Algunos tóxicos
comunes son plomo, cromo, zinc, mercurio, cianuro, ácidos, bases fuertes,
derivados del petróleo y biocidas.
75
3.3.2. Gases.
En las aguas residuales los gases son producto de la descomposición biológica
de la materia orgánica y de la transferencia desde la atmósfera. Los gases
disueltos en aguas residuales son: a) Oxigeno disuelto, b) dióxido de carbono,
c) metano, d) amoniaco y e) acido sulfhídrico.
a. Oxigeno disuelto, Este se disuelve desde la atmósfera y de la actividad
fotosintética de algas. Hay muy poco oxigeno disuelto en el producto cloacal
fresco y ninguno en aguas residuales sépticas.
b. Dióxido de Carbono (CO2), la concentración es función del pH y el
equilibrio químico del agua, también se encuentran monóxido de carbono
(CO). El CO2 en el agua es producido durante la respiración de
microorganismos
en
aguas
residuales
y
como
producto
de
la
descomposición biológica.
c. Metano CH4, Se forma de la descomposición anaerobia de la materia
orgánica.
Se
encuentra
en
condiciones
anaerobias
donde
hay
descomposición en condiciones anóxicas.
d. Amoniaco: NH3 y NH4, las distribuciones dependen del pH de las aguas.
Valores mas altos de pH favorecen la presencia del gas, NH3, especialmente
por encima de 9. El amoniaco es el resultado de la descomposición biológica
de compuestos nitrogenados.
e. Sulfuro de hidrógeno (H2S), altera el pH de las aguas y produce corrosión
de las alcantarillas, debido a la formación de ácido sulfúrico en medios mal
76
ventilados. El H2S se produce en condiciones anaerobias cuando predomina
la formación de ácidos y no hay producción de metano.
3.3.3. Compuestos orgánicos.
La materia orgánica en aguas residuales esta representada por hidratos de
carbono, (azucares, almidones), proteínas, grasas, celulosa, lignina, orgánicos
sintéticos, etc. La identificación y medida de cada compuesto resulta
dispendiosa y no es necesario este grado de detalle. Se han ideado métodos
para medir la materia orgánica en conjunto en base a la demanda de oxigeno
para su oxidación o el contenido total de carbono.
3.4.RANGO DE VALORES DE LOS PARÁMETROS DE LAS AGUAS
RESIDUALES DOMÉSTICAS.
Como ya se ha mencionado, en un proyecto de tratamiento de aguas residuales
es absolutamente necesario conocer la caracterización de las aguas residuales
a tratar. Cuando la red de alcantarillado existe, es necesario tomar una serie de
muestras y seguir el protocolo de análisis de las mismas, a fin de conocer las
concentraciones de los parámetros antes descritos.
Ahora bien cuando la red de alcantarillado no existe y se pretende desarrollar
un proyecto de tratamiento junto al proyecto de la red de alcantarillado, se debe
hacer uso de las concentraciones usuales en las aguas residuales domésticas,
determinadas de los estudios realizados a otras aguas residuales del mismo
77
tipo, con similares condiciones de las que se encuentran en estudio. Aquí es
donde la experiencia tiene validez, ya que un agua residual si es del todo
doméstica tendrá características similares a las de otro tipo de agua doméstica
de otra región, donde se tengan condiciones similares a las que se están
analizando para realizar el proyecto.
Las medidas exactas de los parámetros de un agua residual específica, solo se
pueden lograr haciéndole un estudio a esa agua en particular. Sin embargo de
acuerdo a lo observado en la mayoría de los estudios analizados, los valores de
estos parámetros, efectivamente varían entre los rangos que se producen en
las siguientes tablas, tomadas de publicaciones en las bibliografías citadas, las
cuales se han elaborado de a cuerdo a la experiencia en la caracterización de
una buena cantidad de aguas residuales del tipo doméstico en países con
similares condiciones a las del país.
Se han descrito hasta el momento algunos aspectos de relevancia en cuanto a
los parámetros más importantes del agua residual doméstica, y también se han
analizado algunos estudios realizados al agua residual, en las regiones Centro y
Sur Americanas, incluyendo algunos estudios realizados en afluentes de
plantas de tratamiento del país, a fin de conocer la composición y los rangos de
concentraciones típicas en el agua residual doméstica.
En las siguientes tablas se muestran los intervalos y valores usuales de los
parámetros de interés en aguas residuales domésticas, tomados de diferentes
78
bibliografías, y que son de mucha importancia para caracterizar un agua
residual. Como podrá observarse al analizar los datos de las tablas, los valores
tomados para cada parámetro varían de una tabla a la otra dentro de un rango
aceptable y tomando a consideración que las aguas analizadas para determinar
dichos valores, son de lugares y países distintos y a lo mejor con alguna que
otra variación en condiciones del entorno, pero son bastante aceptables y
aplicables al momento de solucionar un problema de caracterización de aguas
residuales.
Parámetros
Venezuela Mérida
--
Colombia Palmira
24.6
México
--
Turbiedad, unidades
--
145
--
Sólidos Totales, mg/l
408
593
987
Sólidos Fijos, mg/l
230
272
769
Sólidos volátiles, mg/l
178
321
218
Sólidos suspendidos, mg/l
--
262
167
Sólidos disueltos, mg/l
--
331
820
Sólidos sedimentables, mg/l
4.0
2.7
3.0
Valor del pH, unidades
7.5
7.2
--
Cloruros, mg/l
72
38.9
--
Fosfatos, mg/l
5.8
15.4
29
Nitrógeno total, mg/l
34.5
21
21
Nitrógeno orgánico, mg/l
14.5
8.4
9
Nitrógeno amoniacal, mg/l
20.0
12.6
12
Nitritos, mg/l N
0.02
0.004
--
Nitratos, mg/l N
0.03
0.056
--
DBO5, mg/l (demanda bioquímica de oxigeno)
219
167
301
DQO, mg/l (demanda química de oxigeno)
364
361
430
--
32
96
Temperatura, °C
Grasas y aceite, mg/l
Tabla 3.4.1 Variaciones de los parámetros característicos en aguas residuales
domésticas en tres países distintos. (Tomado de manual de diseño de lagunas de
estabilización)
79
Concentración
Constituyente
Unidades
Fuerte
Media
Débil
mg/l
1200
720
350
mg/l
850
500
250
Fijos
mg/l
525
300
145
Volátiles
mg/l
325
200
105
mg/l
350
220
105
Fijos
mg/l
75
55
20
Volátiles
mg/l
275
165
80
ml/l
20
10
5
Demanda Bioquímica de Oxígeno
mg/l
400
220
110
Carbono Orgánico Total
mg/l
290
160
80
Demanda Química de Oxígeno
mg/l
1000
500
250
Nitrógeno (total en la forma N)
mg/l
85
40
20
Orgánico
mg/l
35
15
8
Amoniaco libre
mg/l
50
25
12
Nitritos
mg/l
0
0
0
Nitratos
mg/l
0
0
0
Fósforo (total en la forma P)
mg/l
15
8
4
Orgánico
mg/l
5
3
1
Inorgánico
mg/l
10
5
3
Cloruros
mg/l
100
50
30
Alcalinidad (como CaCO3)
mg/l
200
100
50
Grasas y aceites
mg/l
150
100
50
Sulfato
mg/l
Sólidos Totales
Sólidos Disueltos Totales
Sólidos Suspendidos
Sólidos Sedimentables
34
7
22
9
7
12
8
Coliformes totales
NPM/100 ml
10 - 10
10 - 10
Coliformes Fecales
NMP/l00ml
103 a 107
104 a 105
μg/l
>400
100 – 400
Compuestos orgánicos volátiles
Tabla 3.4.2. Composición típica del Agua Residual Domésticas
Fuente: Metcalf & Eddy (1995).
6
10 - 107
<100
80
Concentración
Constituyente
Unidades
Fuerte
Media
Débil
mg/l
1000
500
200
Volátiles
mg/l
700
350
120
Fijos
mg/l
300
150
80
mg/l
500
300
100
Volátiles
mg/l
400
250
70
Fijos
mg/l
200
100
50
mg/l
500
200
100
Volátiles
ml/l
300
100
50
Fijos
mg/l
200
100
50
mg/l
12
8
4
DBO5
mg/l
300
200
100
Consumo de Oxigeno
mg/l
150
75
30
Oxigeno Disuelto
mg/l
0
0
0
Nitrógeno Total
mg/l
85
50
25
Orgánico
mg/l
35
20
10
Amoniacal
mg/l
30
30
15
Nitrito
mg/l
0.1
0.05
0
Nitrato
mg/l
0.4
0.2
0.1
Cloruros
mg/l
175
100
15
Alcalinidad (como CaCO3)
mg/l
200
100
50
Grasas y Aceites
mg/l
40
20
0
Sólidos Totales
1.Totales en Suspensión
2.Totales Disueltos
3.Sedimentables
Tabla 3.4.3 Composición típica del agua residual domestica (Según el Manual de
disposición de aguas residuales, cooperación T. Republica Federal de Alemania)
81
Característica
Aporte másico Unitario
Caudal de agua residual
200 l/persona*día
DBO5,20Total
54 g DBO5,20/persona*día
DQO
71 g DQO/persona*día
Sólidos Totales
422 g ST/persona*día
Sólidos Totales Fijos
293 g STF/persona*día
Sólidos Totales Volátiles
129 g STV/persona*día
Sólidos Disueltos Totales
368 g SDT/persona*día
Sólidos Disueltos Fijos
268 g SDF/persona*día
Sólidos Disueltos Volátiles
100 g SDV/persona*día
Sólidos Suspendidos Totales
54 g SST/persona*día
Sólidos Suspendidos Fijos
25 g SSF/persona*día
Sólidos Suspendidos Volátiles
29 g SSV/persona*día
Nitrógeno Orgánico
1.5 g N/persona*día
Nitrógeno Amoniacal
7.1 g N/persona*día
Nitrógeno Kjeldahl
8.6 g N/persona*día
Fósforo Total
1.6 g P/persona*día
Fósforo Orgánico
0.4 g P/persona*día
Fósforo Inorgánico
1.2 g P/persona*día
Coliformes Fecales, No de bacterias/ (hab.d)
2x1011
Salmonella Sp, No de bacterias/ (hab.d)
1x108
Nematodos intestinales, No de huevos / (hab.d)
4x105
Tabla 3.4.4 Aportes percapitas de contaminantes en aguas residuales domésticas
82
3.5. ANALISIS Y MEDICION DE DATOS BASICOS
3.5.1. Población de Diseño.
La población es un factor determinante para el diseño del sistema de
tratamiento, por lo que es necesario estimar adecuadamente la población futura
de diseño. En el caso de que la planta se este proyectando en un lugar donde la
población ya se encuentra establecida, la norma de ANDA en el numeral 2
establece que la población futura de diseño debe ser estimada con base a la
población inicial, levantamientos censales, estadísticas continuas y otras
investigaciones demográficas.
En el caso de que la población, para la cual se diseñará el sistema de
tratamiento resida en una urbanización, la población futura de diseño se calcula
en base al número de viviendas y el número de habitantes por unidad
habitacional. (Esto de acuerdo al Numeral 3 de la Norma Técnica para
proyectos de Alcantarillado Sanitario de ANDA). Se considera que en una
urbanización el número de habitantes no crecerá como lo hace en una
población normal, ya que el número de casas esta limitado a la extensión del
terreno designada para la urbanización y como el número de casas no aumenta
y los habitantes por vivienda se pueden considerar teóricamente fijos, la
población futura no necesita ser proyectada al futuro de acuerdo al período de
diseño, como comúnmente se hace en otros tipos de población.
83
El período de diseño del proyecto dependerá de la vida útil de las instalaciones
y recursos financieros con un mínimo deseable de 20 años, según norma de
ANDA.
3.5.1.1.
Cálculo de la Población de diseño.
Para el cálculo de la población en una urbanización se debe usar la siguiente
formula:
# habfuturos = # viviendasfuturas * (# hab / Vivienda)
Con la formula anterior se encontrará la población aportadora en una
urbanización. Donde el número de viviendas se puede obtener de un censo
directo de viviendas u obteniendo información del constructor de la
urbanización. Para el número de habitantes por vivienda se puede tomar de los
censos oficiales efectuados en el país, en la región o lugar donde se encontrará
el proyecto de tratamiento, dicho número en El salvador anda alrededor de los
3.4 habitantes por vivienda.
Para calcular la población cuando esta crece con el tiempo, la norma de ANDA
recomienda usar los métodos de ajuste de los mínimos cuadrados, el método
aritmético o el geométrico, según sea el caso.
Método Aritmético supone un crecimiento vegetativo balanceado por la
mortalidad y la emigración. La ecuación para calcular la población proyectada
es la siguiente:
84
Pf = Puc +
Puc − Pci
× (T f − Tuc )
Tuc − Tci
Donde:
Pf:
Puc:
Pci:
Tuc:
Tci:
Tf
Población correspondiente al año para el que se quiere proyectar la población.
Población (hab.) correspondiente al último año censado con información.
Población (hab.) correspondiente al censo inicial con información.
Año correspondiente al último año censado con información.
Año correspondiente al censo inicial con información
Año al cual se quiere proyectar la información.
Método Geométrico es útil en poblaciones que muestren una importante
actividad económica, que genera un apreciable desarrollo y que poseen
importantes áreas de expansión las cuales pueden ser dotadas de servicios
públicos sin mayores dificultades. La ecuación que se emplea es:
Pf = Puc (1 + r )
T f −Tuc
Donde r es la tasa de crecimiento anual en forma decimal y las demás variables
se definen igual que para el método anterior. La tasa de crecimiento anual se
calcula de la siguiente manera:
⎛P
r = ⎜⎜ uc ⎟⎟
⎝ Pci ⎠
1
⎞ (Tuc −Tci )
−1
3.5.2. Determinación de los caudales de diseño
Se han estudiado las normativas más comunes en las regiones Centro y Sur
Americanas y de acuerdo a lo analizado, el diseño del proceso de las unidades
de tratamiento debe basarse en el caudal medio diario o el caudal que se
85
indicará para cada unidad respectiva en el capitulo V de este manual. El diseño
hidráulico de la planta debe hacerse para el caudal máximo horario.
Una vez establecido lo anterior, el problema radica en conocer los caudales
antes mencionados. A continuación se describe la metodología a seguir para
conocer estos caudales a fin de que sean útiles en el diseño de las unidades de
tipo biológico en plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas en El
Salvador.
Si la red de alcantarillado existe se debe seguir los protocolos para determinar
las variaciones de caudal en la zona de estudio y para determinar los caudales
de diseño en un sitio donde no existe red de alcantarillado es necesario hablar
de las dotaciones de agua potable, ya que estas se encuentran ligadas a los
caudales de aguas residuales producidos por la población de diseño.
La norma de ANDA recomienda usar un rango de dotación doméstica urbana
con valores entre 80 a 350 l/p/d, siendo este un rango bastante amplio para
considerar una dotación. En el numeral 5 de esta norma también pueden
encontrarse consumos específicos por establecimientos y actividades.
Según la norma RAS-2000 de Colombia, la dotación neta corresponde a la
cantidad mínima de agua requerida para satisfacer las necesidades básicas de
un habitante, sin considerar las pérdidas que ocurran en el sistema de
acueducto, esta dotación puede variar de 100 a 175 l/h/d. La dotación neta
puede ajustarse teniendo en cuenta estudios socioeconómicos del sitio donde
se ubicará el proyecto, el costo marginal de los servicios y el efecto del clima en
86
el consumo. La dotación neta también puede estimarse a partir de registros
históricos o por comparación con poblaciones similares. Por supuesto que todo
dato de dotación presentado, tiene que ser el resultado de estudios de consumo
de agua en una población determinada.
Ahora bién, la dotación sirve para determinar los caudales medios diarios,
haciendo uso de la población respectiva de diseño y el caudal medio diario es
usado como base para determinar los caudales máximos, haciendo uso de los
factores de mayoración o coeficientes de variación de consumo de agua, como
la norma de ANDA los denomina.
El factor de mayoración para estimar el caudal máximo horario, con base en el
caudal medio diario, tiene en cuenta las variaciones en el consumo de agua por
parte de la población. El valor del factor disminuye en la medida en que el
número de habitantes considerado aumenta, pues el uso del agua se hace cada
vez más heterogéneo y la red de colectores puede contribuir cada vez más a
amortiguar los flujos. La variación del factor de mayoración debe ser estimada a
partir de mediciones de campo. Sin embargo, esto no es factible en muchos
casos, por lo cual es necesario estimarlo con base en relaciones aproximadas
como las de Harmon y Babbit, válidas para poblaciones de 1 000 a 1, 000, 000
habitantes, y la de Flores, en las cuales se estima el factor de mayoración (F)
en función del número de habitantes
F = 1+
14
( 4 + P 0,5 )
Harmon
87
F=
5
P 0,2
Babbit
F=
3,5
P 0,1
Flores
Donde:
F es el factor de mayoración y es la población
El factor de mayoración también puede ser dado en términos del caudal medio
diario como en las fórmulas de Los Ángeles o la de Tchobanoglous.
F=
F=
.
353
Q MD 0.0914
3.70
Q MD 0.0733
Los Ángeles
Tchobanoglous
La fórmula de Los Ángeles es válida para el rango de 2,8 a 28300 L/s, mientras
que la de Tchobanoglous lo es para el rango de 4 a 5000 L/s. Esta última
relación es adecuada cuando la contribución de aguas residuales de
procedencia comercial, industrial e institucional no representa más del 25% del
caudal total de aguas residuales.
En general el valor de F debe ser mayor o igual a 1,4.
El factor F debe calcularse tramo por tramo de acuerdo con el incremento
progresivo de población y caudal.
88
En el numeral 6 de la norma de ANDA, se presentan rangos de factores de
mayoración para la determinación del consumo máximo horario y esta indica el
siguiente rango:
Consumo máximo horario=1.8 a 2.4 del consumo medio diario.
Una vez determinado el caudal máximo diario, es necesario afectarlo por un
coeficiente retorno de aguas residuales. Dicho coeficiente de retorno es la
fracción del agua de uso doméstico servida (dotación neta), entregada como
agua residual al sistema de recolección y evacuación. Su estimación debe
provenir del análisis de información existente de la localidad y/o de mediciones
de campo. Cuando esta información resulte inexistente o muy pobre, pueden
utilizarse como guía el rango comprendido entre 0.7 y 0.85, justificando
apropiadamente el valor finalmente adoptado. La norma de ANDA propone que
se use 0.80 como coeficiente de retorno.
En un sitio donde exista una red de alcantarillado, para la determinación del
caudal de las descargas, deben efectuarse por lo menos 3 jornadas de
medición horaria durante las 24 horas del día y en cada uno de los emisarios
que se consideren representativos. Con estos datos deben determinarse los
caudales medio y máximo horario representativos de cada descarga y el factor
de mayoración correspondiente.
Un aspecto de mucha importancia es que los caudales deben relacionarse con
la población de aporte de cada descarga para determinar los correspondientes
aportes de agua residual per cápita.
89
Deben efectuarse mediciones para determinar la cantidad de agua de
infiltración y otros caudales afluentes asociados a conexiones erradas al
sistema de alcantarillado. Deben encontrarse factores para caudales de
infiltración (en términos de área o de longitud de la red L/s/ha ó L/s/km) de
modo que se pueda proyectar el caudal esperado. Así mismo deben tenerse en
cuenta los periodos de sequía y de lluvia.
Al mismo tiempo que se efectúan las mediciones de caudales máximos en los
colectores, debe estimarse el caudal máximo horario con base en los factores
de mayoración encontrados.
3.5.3. Cálculo del caudal proyectado de agua residual en la red.
En resumen de todo lo anterior se tiene lo siguiente:
1. La estimación del aporte por aguas residuales domésticas (QD) (L/s) esta
dada por:
QD =
DotaciónxP f xR
86400
Donde:
Dotación= Estimación del consumo medio diario por habitante. Dotación neta (L/hab. día)
Pf= Población proyectada en el periodo de diseño (habitantes)
R = Coeficiente de Retorno.(0.80)
90
2. Determinación del caudal con los factores de mayoración
QMH= F * QMD
Donde:
QMH= Caudal con factores de mayoración (si el caudal de diseño es el medio diario este factor de
mayoración tiene el valor de 1) (L/s)
F=Factor de mayoración
QDT= QMH + QINF + QCE
QDT= Caudal de diseño total
QMH = Caudal con factor de mayoración
QINF = Caudal por filtraciones, definido por la siguiente ecuación
QINF = FINF * Adrenaje
FINF= Factor de aportes por infiltraciones (L/s Ha)(Se puede tomar los valores sugeridos en las
normas de ANDA, 0.20 L/s. Ha si se han usado en la red de recolección tuberías de Cemento y
0.10 L/s.Ha si se han usado tuberías de PVC)
Adrenaje= Área de drenaje en Ha
QCE=Caudal por conexiones erradas (L/s) definido por la siguiente ecuación:
QCE = FCE * Adrenaje
FCE= Factor de aportes por conexiones erradas (L/s Ha)(Se puede tomar los valores sugeridos en
las normas de Colombia RAS-2000, 0.20 L/s. Ha y 0.10 L/s.Ha como valores máximos y mínimos)
Adrenaje= Área de drenaje en Ha
91
CAPITULO IV:
DIAGNOSTICO GENERAL DE PLANTAS DE
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DOMÉSTICAS EN EL SALVADOR: NORMAS,
LEYES Y REGLAMENTOS QUE SE DEBEN
CONSIDERAR EN EL DISEÑO
92
4.1.DESCRIPCIÓN GENERAL DE LOS TIPOS DE PLANTAS MÁS
USADAS EN EL SALVADOR.
En el presente capitulo se pretende describir de manera general los tipos de
plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas más comunes en el
país, con el fin de identificar aquellas unidades de tipo biológico que son
mayormente usadas en el tratamiento del agua residual. No es posible tener
identificadas todas las plantas de tratamiento de nuestro medio, pero si un buen
número de ellas. En los siguientes apartados se hace mención de algunas
plantas encontradas en el interior del país, tomándolas como una muestra del
total existente. Entre las plantas que se utilizan con mayor frecuencia en la
región nacional se pueden mencionar las siguientes:
4.1.1 Plantas Convencionales.
Estas plantas se caracterizan por estar conformada por unidades de tratamiento
físicas y biológicas que incluyen los procesos tales como: el tratamiento
preliminar, donde el agua residual circula por unidades de tratamiento tales
como rejas, trampas de grasas y desarenadores. En el tratamiento primario
donde el agua residual es tratada en unidades como los sedimentadores
Dortmund Primarios u otros tipos de unidades, para luego finalizar en el
tratamiento secundario, donde el agua residual pasa a ser tratada por Filtros
Percoladores, RAFA, Lagunas de Estabilización, Biodigestor de Lodos, etc. y
nuevamente puede ser evacuada en Tanques sedimentadores tipo Dortmund
93
secundarios. Finalmente el fango o lodo es descargado en los patios de secado.
Estas tres fases son implementadas como medidas que permiten garantizar el
mejoramiento del vertido final a los cuerpos receptores.
A continuación se muestra en la siguiente Tabla, el estado actual y algunas
características de algunas plantas convencionales existentes en el país.
LUGAR
AYUTUXTEPEQUE
Ubicación y/o
Nombre de
planta
Colonia
La
Ascensión
Urbanización La
Santísima
Trinidad
Población
servida
(Habitantes)
Capacidad
para tratar
(l/s)
1,500
2.60
Funciona deficiente,
abandonada.
fue
24,000
41.67
Se
encuentra
funcionamiento,
en
Urbanización
Ciudad Futura
15,000
26.04
Se
encuentra
funcionando, cumpliendo
con los requisitos de
calidad
Condominios
Tazumal y Las
Terrazas
3,768
6.54
Fue abandonada
CUSCATANCINGO
Urbanización
Alpes Suizos I
10,086
17.51
Urbanización
Alpes Suizos II
3,000
5.21
Urbanización
Los Girasoles
2,700
4.69
600
1.04
3,645
6.33
Urbanización La
Campanera
4,200
7.29
Urbanización
San Francisco
9,000
15.63
Urbanización
Alta Vista I
21,000
36.46
SANTA TECLA
Comunidad
el
Quequeisque
Reparto
Ramón
SOYAPANGO
ILOPANGO
San
Observaciones
No
funciona,
se
deterioraron
los
sedimentadores,
fue
abandonada
No
funciona,
se
deterioraron
los
sedimentadores,
fue
abandonada
No
funciona,
se
deterioraron
los
sedimentadores,
fue
abandonada
Después del terremoto
del 2000 quedo fuera de
funcionamiento
Funciona deficiente, poco
mantenimiento por el
urbanizador
Funcionando y opera con
deficiencias
Se
encuentra
en
funcionamiento
cumpliendo
con
los
requisitos de calidad
Funciona, mantenimiento
por el urbanizador
94
Urbanización
Alta Vista II
Urbanización
Cumbres de San
Bartolo
Urbanización
Cumbres de San
Bartolo II
APOPA
TONACATEPEQUE
Funciona, mantenimiento
por el urbanizador
Funciona con deficiencia,
mantenimiento por el
urbanizador
15,000
26.04
16,800
29.17
16,775
29.12
En construcción a partir
de junio-2000
Urbanización
San José Vista
Bella
3,204
5.56
Finalizo construcción en
Julio-2001, no la pusieron
a
funcionar,
quedo
abandonada
Urbanización
Parcelación
Libertad
9,000
15.63
-
Urbanización
Los Chorros I
7,200
12.50
Urbanización
Los Chorros II
3,600
6.25
LOURDES
Funcionando
deficiencia,
mantenimiento
urbanizador
Funcionando,
mantenimiento
urbanizador
con
por
por
Tabla 4.1.1.1 Aspectos importantes de algunas plantas convencionales construidas en El
Salvador.
En la tabla anterior podemos ver las principales unidades de tratamientos que
se incluyen en los procesos de pretratamiento, tratamiento primario, hasta el
tratamiento secundario. Estos son ejecutados en las diferentes plantas de
tratamiento de aguas residuales. Lo anterior nos da la pauta de selección de las
unidades
de
tratamiento
más
comunes
que
conforman
las
plantas
convencionales del país.
Descripción de Plantas Convencionales
Esta se efectuará solamente a las siguientes plantas: la ubicada en la
Urbanización Santísima Trinidad, y las ubicadas en la Urbanización Alta Vista I
y II, las cuales fueron seleccionadas de manera aleatoria de la muestra total.
95
Urbanización Santísima Trinidad, Ayutuxtepeque, San Salvador.
12
13
Hacia
quebrada
Recirculación
5
11
Hacia
quebrada
14
6
8
9
10
7
15
1
2
3
Lodos
1234567-
Entrada del agua residual
Medidor Parshall
Pozo de registro
Canal con rejillas, desarenador, Parshall
Caja de repartición
Sedimentador primario 1
Sedimentador primario 2
8- Filtro percolador 1
9- Filtro percolador 2
10- Filtro percolador 3
11- Sedimentador secundario
12- Bomba de recirculación
13- Tanque de recirculación
14- Digestor de lodos
15- Patios de secado de lodos
Figura. 4.1.1.1 Esquema de la planta de tratamiento de la Urbanización Santísima
Trinidad.
Esta planta se encuentra ubicada en el municipio de Ayutuxtepeque
departamento de San Salvador, y esta diseñada para servir una población de
24,000 habitantes. Su operación es por medios gravitatorios. Los principales
tratamientos que brinda son el preliminar, el cual se efectúa por rejillas a la
entrada del afluente y cámaras desarenadoras ubicadas en paralelo.
En los Tratamientos Primarios, la planta fue diseñada para que funcionara con
dos Sedimentadores tipo Dortmund que funcionan en paralelo, descargando los
lodos al biodigestor. En el Tratamiento Secundario funciona por medio de tres
Filtros Percoladores Biológicos de aproximadamente 10 metros de altura. El
lecho filtrante de éstos es de piedra volcánica. En el fondo de los filtros
percoladores existen ventanas para la entrada del aire, de manera que el
96
proceso se realice en condiciones netamente aeróbicas, el agua filtrada sale por
estas ventanas y es recogida en canaletas que la trasladan a la unidad
siguiente.
También cuenta con un Tanque de Recirculación el cual esta construido con las
siguientes dimensiones:3.5 metros de ancho por 4.0 metros de largo y una
profundidad de 3.5 metros, Al tanque de recirculación llega el agua residual
procedente de los filtros percoladores, luego pasa al sedimentador secundario
para luego ser bombeada a los tanques sedimentadores primarios y así poder
darle un mejor tratamiento a dicha agua residual, posee un Tanque
Sedimentador Secundario similar al de los tanques sedimentadores primarios y
de iguales dimensiones. El Tratamiento de Lodos se efectúa a través del
Digestor de Lodos circular, posteriormente el fango es secado en cuatro patios
existentes con las dimensiones de 5 metros de ancho por 15 metros de largo.
Para terminar el proceso, la descarga del efluente se realiza desde el Tanque
de Sedimentación Secundario, de donde es transportado el vertido final, por
medio de tuberías ubicadas a un extremo de éstos, para luego ser vertida
directamente a la quebrada Chicagüaste (En ocasiones también se evacúa de
manera directa una pequeña cantidad del efluente producto del secado de lodos
hacia la quebrada el Chicaguaste).
97
Figura 4.1.1.2
Figura 4.1.1.3 Figura 4.1.1.4 Figura 4.1.1.5 Figura 4.1.1.6 Figura 4.1.1.7
Figura 4.1.1.2. Tanques sedimentadores primarios tipo Dortmund.
Figura 4.1.1.3. Filtro percolador biológico # 3.
Figura 4.1.1.4. Tanque sedimentador secundario tipo Dortmund.
Figura 4.1.1.5. Digestor de lodos.
Figura 4.1.1.6. Patios de secado de lodos.
Figura 4.1.1.7. Descarga del agua residual tratada al cuerpo receptor.
98
Urbanización Alta Vista I y II, Ilopango, San Salvador.
Esta planta se encuentra ubicada en el Municipio de Ilopango, departamento de
San Salvador, y ha sido diseñada para servir a una población de 36,000
habitantes.
El sistema de tratamiento indicado, se puede dividir de la siguiente manera:
Planta 1, que corresponde a la primera etapa de la urbanización y Planta 2,
correspondiente a la segunda etapa. Ambas se encuentran ubicadas en
paralelo sobre el mismo lugar, cuando existía solamente una planta, esta
operaba por gravedad. Con la incorporación de la segunda planta, se ha
combinado la operación por gravedad y bombeo (la segunda planta).
El Tratamiento Preliminar se realiza con rejillas gruesas (se cuenta con dos
rejillas gruesas, una por cada cámara desarenadora), cámaras desarenadoras
ubicadas en paralelo, medidor Parshall y rejillas finas. Es importante señalar
que antes de separar el caudal hacia las Planta 1 y 2, éste pasa por un filtro
percolador.
Después de recibir el tratamiento preliminar el agua residual es llevada hacia un
Filtro Percolador Biológico de forma circular, el cual tiene aproximadamente 14
metros de diámetro y una altura total de 6.50 metros; el lecho filtrante del filtro
tiene una profundidad de 5 metros. En este filtro el agua es distribuida por un
rociador, el sistema se activa automáticamente cuando el caudal llega a un nivel
predeterminado. En el fondo cuenta con tres ventiladores para que el proceso
sea aerobio.
99
Figura 4.1.1.8 Esquema de la planta de tratamiento de la Urbanización Alta Vista I y II.
100
En el Tratamiento Primario se encuentra un Tanque Sedimentador Tipo
Dortmund, ubicado en la Planta 1. Este es un tanque circular. Las dimensiones
del sedimentador son 14 metros de diámetro y una profundidad de 7 metros, y
de igual manera en la Planta 2, es de forma circular. Las dimensiones del
sedimentador son 13 metros de diámetro y una profundidad de 7 metros.
El tratamiento Secundario en la planta 1 cuenta con dos Filtros Percoladores
que tienen aproximadamente 2.50 metros de altura. Cada filtro tiene 20
canaletas de concreto para la distribución uniforme del flujo. El lecho filtrante de
éstos es de piedra volcánica, con un espesor de 0.50 metros, de manera que el
proceso se realice en condiciones aeróbicas. La Planta 2, cuenta con un filtro
percolador, con dimensiones aproximadamente de 5 metros de altura. El filtro
posee 28 canaletas de concreto para la distribución uniforme del flujo. La planta
también cuenta con un Tanque Sedimentador Secundario, la estructura de este
tanque es similar a la del tanque sedimentador primario, de iguales
dimensiones, pasarela de servicio y forma de las pantallas.
El Tratamiento de lodos se efectúa por medio de un digestor de lodos, en la
planta 1 su geometría es circular la profundidad de éste es de 3 metros y el
diámetro de 20 metros. En la planta 2 cuenta con una profundidad de 7 metros
y el diámetro es de 13 metros. En la planta 1 existen seis Patios de Secado, con
dimensiones de 4 metros de ancho por 12 metros de largo, En la planta 2,
existen cuatro patios de secado con dimensiones de 5 metros de ancho por 11
metros de largo.
101
Figura 4.1.1.9.
Figura 4.1.1.10
Figura 4.1.1.11
Figura 4.1.1.12
Figura 4.1.1.13
Figura 4.1.1.14
Figura 4.1.1.9. Rejillas gruesas.
Figura 4.1.1.10. Cámaras desarenadoras.
Figura 4.1.1.11 Rejillas finas.
Figura 4.1.1.12.Filtro percolador.
Figura 4.1.1.13.Tanque sedimentador primario tipo Dortmund
Figura 4.1.1.14. Filtros percoladores. 102
Figura 4.1.1.15
Figura 4.1.1.16
Figura 4.1.1.17
Figura 4.1.1.18
Figura 4.1.1.19
Figura 4.1.1.20
Figura 4.1.1.15. Tanques sedimentadores secundario tipo Dortmund
Figura 4.1.1.16. Tanque sedimentador secundario tipo Dortmund
Figura 4.1.1.17. Digestor de lodos
Figura 4.1.1.18. Patios de secado de lodos
Figura 4.1.1.19. Patios de secado de lodos
Figura 4.1.1.20. Digestor de lodos 103
4.1.2. Plantas con Tanques Imhoff Utilizados como Tratamiento
Primario.
Este tipo de plantas de tratamiento por lo general cuenta con las siguientes
unidades de tratamiento: Rejas, trampas de grasas, desarenadores, patios de
secado de lodos y tanques Imhoff.
En la tabla siguiente se describen aspectos importantes de dos plantas que
realizan tratamiento al agua residual a través de Tanques Imhoff. En estos
casos específicos se utiliza el Tanque Imhoff tratamiento no solamente Como
se verá mas adelante el tratamiento primario con este tipo de unidades se
realiza cuando la población es relativamente pequeña. Este tratamiento es
aplicable en nuestro país y se usa como una de las medidas más simples en la
depuración de las aguas servidas.
LUGAR
AYUTUXTEPEQUE
SAN MARCOS
TONACATEPEQUE
Ubicación y
Nombre de planta
Colonia El Carmen,
al norte de
Urbanización
Chávez Galeano
Hogar del Niño
Minusválido
Abandonado
Urbanización
Distrito Italia
Población
servida
(Habitantes)
Capacidad
para tratar
(l/s)
Unidades de
Tratamiento
324
0.56
Se encuentra en
abandono
200
0.61
15,000
0.61
Rejas
desarenador
Trampa de
grasas
Tanque Imhoff
Tabla 4.1.2.1 Características de algunas plantas donde se usan tanques Imhoff.
104
A continuación se describen plantas de tratamiento donde se implementan
tanques Imhoff:
Tratamiento del Hogar del Niño Minusválido Abandonado
Esta planta se encuentra ubicada en los Planes de Renderos, departamento de
San Salvador, la cual ha sido diseñada para una población de 200 personas.
Figura 4.1.2.1. Esquema de la planta de tratamiento del Hogar del Niño Minusválido
Abandonado.
Se realiza el Tratamiento Preliminar con rejillas, un desarenador de dos
cámaras desarenadoras (de 3.5 metros de largo aproximadamente y un metro
de ancho cada una), y un medidor de caudal tipo vertedero rectangular. El
Tratamiento Primario se efectúa principalmente a través de un Tanque Imhoff.
La estructura se encuentra incrustada en el suelo.
El Tratamiento Secundario que posee la planta lo realiza por medio de un Filtro
Anaeróbico, ubicado paralelo al tanque Imhoff, esta completamente sellado y no
105
cuenta con compuertas para la inspección por lo que no puede observarse su
lecho filtrante, ni el flujo ascendente.
Para el Tratamiento de Lodos, estos son removimos directamente a los patios
de secado para su deshidratación y posterior disposición final. En este caso
para la extracción de los lodos se realiza por unas tuberías de PVC que
depositan los lodos en un pozo que hace las veces de patio de secado., tiene
forma cuadrada y un lecho de secado constituido por grava.
Para la evacuación o Disposición Final, el agua tratada es transportada a través
de una tubería hacia una caja pequeña y de esta es descargada en una
quebrada cercana, ubicada al norponiente de las instalaciones del Hogar.
Planta de Tratamiento de La Urbanización Distrito Italia
Ubicada en el Municipio de Tonacatepeque, departamento de San Salvador, y
diseñada para servir a una población de 15,000 personas, sin embargo debido
al incremento de la población, se ha construido una nueva planta en el mismo
terreno. La descripción técnica corresponde a la planta que actualmente esta en
operación.
106
4
6
5
4
8
7
9
Efluente
3
Lodos
10
Lodos
5
Lodos
Hacia Tanque Imhoff
11
12
3
2
1
1
2
Entrada
Elementos de la planta nueva
(no se han puesto a funcionar)
1.- Desarenadores
2.- Bombas
3.- Tanque Imhoff
4.- Patios de secado
5.- Caseta del operador
Elementos de la planta antigua
(Funcionando)
1.- Canal de rejillas
2.- Tanque cisterna
3.- Bombas y caseta de control
4.- Tanque Imhoff
5.- Filtro percolador biológico # 1
6.- FIltro percolador biológico # 2
7.- Sedimentador secundario # 1
8.- Sedimentador secundario # 2
9.- Caja de recolección
10.- Patios de secado
11.- Caseta del operador
12.- Retorno del agua filtrada en los
patios de secado al tanque cisterna
Figura 4.1.2.2 Esquema de la planta de la Urbanización Distrito Italia.
Las unidades de tratamiento están distribuidos en dos grupos, el primer grupo
encierra el canal que contiene las rejillas, tanque cisterna y patios de secado,
correspondientes a la planta que esta en funcionamiento, además en este grupo
se localizan los siguientes elementos de la planta nueva: desarenadores,
tanque cisterna, y patios de secado. En el segundo grupo están el Tanque
107
Imhoff, los filtros percoladores y los sedimentadores tipo Dortmund, esta planta
Funciona por gravedad y bombeo,
Como primera operación se menciona el Tratamiento Preliminar, efectuado por
Rejillas. Esta planta cuenta con dos canales, conectados en serie, mediante un
by-pass, dichos canales contienen tres rejillas, una en el primero y dos en el
segundo. Después del tratamiento preliminar el agua llega a un tanque cisterna
de un metro de ancho, 1.50 de largo y 2 metros de profundidad, desde donde
es bombeada.
El Tratamiento Primario se realiza por medio de la unidad biológica Tanque
Imhoff, que posee una capa espesa de lodo en la cámara de gases y natas. En
el Tratamiento Secundario se realiza con dos Filtros Percoladores Biológicos
que trabajan simultáneamente, son de forma circular, tienen aproximadamente
8 metros de diámetro y 4 metros de altura, con una profundidad de lecho
filtrante de 3 metros de la altura total, el agua es distribuida por un rociador que
consiste en dos tubos perforados, conectados a un eje, el cual gira por la acción
de la fuerza del agua, así como también poseen dos Tanques Sedimentadores
Secundarios.
En cuanto al Tratamiento de Lodos, este se realiza a través de 6 Patios de
Secado, de dimensiones de 2.50 metros de ancho por 4 metros de largo cada
uno, en donde filtran el liquido hasta un tubo de PVC perforado que lo colecta
para ser regresado al tanque cisterna, por medio de gravedad.
108
Con respecto a la Disposición Final la descarga del agua tratada se hace a la
quebrada Las Flores, la cual llega al río Guaycume, que es un contribuyente del
río Las Cañas.
Figura 4.1.2.3.
Figura 4.1.2.4
Figura 4.1.2.5
Figura 4.1.2.6
Figura 4.1.2.7
Figura 4.1.2.8
Figura 4.1.2.3. Rejillas y canales.
Figura 4.1.2.4.Tanque Imhoff
Figura 4.1.2.5 Filtros percoladores biológicos.
Figura 4.1.2.6.Tanques sedimentadores secundarios tipo Dortmund.
Figura 4.1.2.7. Patios de secado de lodos.
Figura 4.1.2.8. Tanque Imhoff
109
4.1.3 Plantas con Reactor Anaerobio de Flujo Ascendente (RAFA).
A continuación se presenta en la siguiente tabla las plantas que efectúan el
tratamiento de las aguas residuales por medio de un RAFA (Reactor Anaerobio
de Flujo Ascendente), proceso que solamente es efectuado por tres de las cinco
plantas de tratamiento que se describen a continuación.
Lugar
CUSCATANCINGO
ILOPANGO
MEJICANOS
APOPA
Ubicación y
Nombre de planta
Urbanización
Ciudad Corinto
Comunidad Maria
Auxiliadora
Urbanización Vista
al Lago
Residencial
del
Bosque
Urbanización
Santa Teresa de
Las Flores
Población servida
(Habitantes)
Capacidad para tratar
(l/s)
1,500
15.63
1,800
3.13
21,000
36.46
906
1.57
9,600
16.67
Tabla 4.1.3.1 Características de algunas plantas donde se usan RAFA´s.
Planta de Tratamiento de La Urbanización Santa Teresa de Las Flores
Se encuentra: ubicada en el
Municipio de Apopa, departamento de San
Salvador, y su diseño se realizo para una población de 9,600 habitantes y su
operación es por gravedad.
110
Entrada
1
Planta fuera de servicio
1
2
3
2
Planta fuera de servicio
1.- Caja de inspección
2.- Reactor Anaeróbico de Flujo
Ascendente (RAFA)
3.- Filtro percolador biológico
4.- Sedimentador secundario # 1
5.- Sedimentador secundario # 2
6.- Patios de secado de lodos
3
4
4
8
6
5
6
Planta en servicio
1.- Canal desarenador con rejillas
y Parshall
2.- Caja de inspección
3.- Reactor Anaeróbico de Flujo
Ascendente (RAFA)
5
4.- Filtro percolador biológico
5.- Sedimentador secundario # 1
6.- Sedimentador secundario # 2
Lodos 7.- Patios de secado de lodos
8.- Caja de recolección
9.- Caja de recolección
7
9
Descarga a cuerpo receptor
Figura 4.1.3.1 Esquema de la planta de tratamiento de la Urbanización Santa Teresa de
las Flores.
El Tratamiento Preliminar se realiza a través de rejillas contenidas en un canal
de 0.50 metros de ancho por 3.00 metros de largo y una profundidad de 0.75
metros, cámaras desarenadotas, luego se encuentra el medidor de caudal
Parshall. El Tratamiento Primario se realiza con un RAFA, las dimensiones de
este son 10 metros de ancho, 11 metros de largo y 6 metros de profundidad.
Para efectuar el Tratamiento Secundario, en esta planta lo realizan por medio
de un Filtro Percolador Biológico que tiene aproximadamente 8 metros de
ancho, 18 metros de largo y 3.50 metros de altura.
También son utilizados dos tanques sedimentadores circulares, identificados
como 1 y 2. Las dimensiones aproximadas de los sedimentadores son las
111
siguientes: para el 1, 15 metros de diámetro y una profundidad de 3.50 metros,
y el 2 cuenta con 6 metros de diámetro y una profundidad de 3 metros.
Existen tres patios de secado de dimensiones de 4 metros de ancho por 9
metros de largo cada uno.
Figura 4.1.3.2
Figura 4.1.3.3
Figura 4.1.3.4
Figura 4.1.3.5
Figura 4.1.3.6
Figura 4.1.3.7
Figura 4.1.3.2 Rejillas.
Figura 4.1.3.3 Cámaras desarenadoras.
Figura 4.1.3.4 Reactor Anaeróbico de Flujo Ascendente (RAFA).
Figura 4.1.3.5. Filtro percolador biológico.
Figura 4.1.3.6 Tanque sedimentador secundario Tipo Dortmund
Figura 4.1.3.7 Patios de secado de lodos. 112
4.1.4 Plantas con Sistemas de Lodos Activados.
Existen varias plantas de tratamiento de aguas residuales que poseen los
sistemas de Lodos Activados como tratamientos biológicos. A continuación se
describen las principales plantas con sistemas de Lodos Activados:
Lugar
Ubicación
Población
servida
(Habitantes)
Capacidad
para tratar
(l/s)
SANTA TECLA
Urbanización
Vía del Mar
2,000
3.47
MEJICANOS
Urbanización
Altos
del
Escorial
2,520
4.38
APOPA
Urbanización
Los
Naranjos y
Las
Jacarandas
9,414
16.34
TONACATEPEQUE
Urbanización
Altos de Las
Flores
532
0.92
Unidad de Tratamiento
Rejas Desarenador
Lodos Activados
Sedimentador
Secundario
Patio de secado
Lodos Activados
Sedimentador
Secundario
Patio de secado
Rejas Desarenador
Trampa de grasas
Lodos Activados
Sedimentador
Secundario
Patio de secado
Rejas Desarenador
Medidor de caudal
Lodos Activados
Sedimentador
Secundario
Patio de secado
Tabla 4.1.4.1 Características de algunas plantas donde se usan Lodos activados.
Planta de Tratamiento de la Urbanización Altos del Escorial
Dicha planta se ubica en el Municipio de Mejicanos, Departamento de San
Salvador. La población para la cual fue diseñada es de 2,520 personas. En la
planta, las aguas residuales son trasladadas a la entrada por gravedad ya que
su topografía accidentada lo permite. En la planta no se efectúa el Tratamiento
Preliminar, debido a que el agua residual es descargada de manera directa a la
planta de tratamiento.
113
El Tratamiento Primario es llevado a cabo por el proceso de Lodos Activados.
La
modalidad
del
proceso
es
de
aireación
extendida
con
régimen
completamente mezclado. El sistema de lodos activados está constituido por
dos tanques paralelos de 8.50 metros de longitud, 8 metros de ancho y 3.50
metros de profundidad útil, cada uno cuenta con una bomba para poner en
marcha los tanques de aireación.
En el Tratamiento Secundario se lleva a cabo por medio de sedimentadores
secundarios. Los tanques de lodos activados han sido equipados con tuberías
en la parte posterior que sirven para transportar el agua tratada a los tanques
de sedimentación secundaria cuando se alcanza el nivel de rebalse.
Para el Tratamiento de Lodos la planta cuenta con dos patios de secado con las
siguientes dimensiones, 7.20 metros de largo, 3.60 metros de ancho y 1 metro
de profundidad.
Figura 4.1.4.1 Esquema de la planta de tratamiento Altos de la Escorial
114
Planta de Tratamiento de La Zona Franca El Pedregal
Esta planta se encuentra ubicada en carretera a Zacatecoluca y desvió Costa
del Sol, y fue diseñada para servir una población de 7,000 personas, para el
tratamiento de aguas provenientes de los sanitarios, lavaderos y cocinas.
Descarga al cuerpo receptor
(Tubería enterrada)
Control de
bombas
Lodos
3
Entrada de
caudal
(Tubería
enterrada)
1
2
4
5
6
Caseta
para el
operador
1.- Caseta con rejillas y medidor de caudal
2.- Caseta de control de aireadores
3.- Control eléctrico de los aireadores
4.- Sistema de lodos activados
5.- Tanques de sedimentación
6.- Patios de secado de lodos
Figura 4.1.4.2. Esquema de la planta de tratamiento de la Zona Franca
El tratamiento primario se efectúa a través de Lodos Activados, la modalidad del
proceso es de mezcla completa y el sistema de lodos activados está constituido
por dos tanques paralelos de 19 metros de longitud, 5 metros de ancho y 5
metros de profundidad útil, cada uno cuenta con cuatro aireadores tipo
estacionarios/fijos verticales que tienen una potencia total de 24 HP, (6 HP cada
aireador). En el Tratamiento Secundario se incluyen unidades físicas y
115
biológicas como la Sedimentación Secundaria. Los tanques de lodos activados
tienen un nivel de rebalse, cuando este es alcanzado se transporta el agua
tratada a los tanques de sedimentación secundaria por medio de unas
canaletas ubicadas al final de los tanques de lodos activados, el período de
retención en estos tanques es de aproximadamente 72 horas.
Finalmente la disposición de los lodos se realiza con los patios de secado de
lodos de lodos.
Figura 4.1.4.3
Figura 4.1.4.4
Figura 4.1.4.3 Tanques de lodos activados.
Figura 4.1.4.4 Patios de secado de lodos.
4.1.5 Plantas con Lagunas de Estabilización.
Desde sus inicios, la implementación de estas plantas de tratamiento de aguas
residuales se efectuó solamente fuera del Área Metropolitana de San Salvador,
en la actualidad no han cambiado los métodos y estas alternativas de
tratamiento son ubicadas en su mayoría en beneficios de café o en lugares que
116
se encuentran alejados de las cabeceras departamentales es decir en el área
rural.
Planta de Tratamiento Con Laguna de Estabilización ANSP (Academia Nacional
de Seguridad Pública)
Esta planta se encuentra ubicada, en el municipio de San Luís Talpa,
departamento de la paz, y fue diseñada para una población 3,500 personas.
Figura 4.1.5.1 Esquema de la planta de tratamiento de ANSP, San Luís Talpa
El Tratamiento preliminar se encuentra constituido por las siguientes unidades:
rejas, cámaras desarenadoras y un medidor de caudal tipo Parshall para luego
pasar a un tanque cisterna desde donde se bombea el agua residual a las
lagunas de estabilización.
El tratamiento primario se efectúa con Lagunas Facultativas. Existen dos
lagunas cuya profundidad total es de 2 metros, 1.60 metros de profundidad
máxima de agua y 0.40 metros de bordo libre, por lo tanto en la parte superior
117
son aerobias existe presencia de algas que dan un color verde característico a
la superficie de las lagunas y en la parte inferior son anaerobias, están
diseñadas para que funcionen en paralelo.
La relación entre los taludes laterales es de 1:1, el tiempo de retención es de 10
días, las dimensiones de éstas son 100 metros de largo por 44 metros de
ancho.
Figura 4.1.5.2
Figura 4.1.5.3
Figura 4.1.5.4
Figura 4.1.5.5
Figura 4.1.5.2 Rejillas.
Figura 4.1.5.3 Cámaras desarenadoras.
Figura 4.1.5.4 Salida de emergencia
Figura 4.1.5.5 Laguna de estabilización. 118
4.1.6 Otros Tipos de Plantas de Tratamiento.
Lugar
Ubicación,
Nombre
Urbanización
Campo
Verde
Población
servida
(Habitantes)
Capacidad
para tratar
(l/s)
396
0.69
Urbanización
Chávez
Galeano
Sector “A”
1,080
1.88
Residencial
San Lucas
714
1.24
Urbanización
Las Moritas
1,176
2.04
Urbanización
Campos
Verdes de
Lourdes II
18,000
31.25
Urbanización
Villa Lourdes
18,000
31.25
AYUTUXTEPEQUE
CUSCATANCINGO
LOURDES
Unidades de
Tratamiento
Rejillas
Tanque Imhoff
modificado a Reactor
Anaeróbico de Flujo
Ascendente
Pila de secado de lodos
Rejillas
Reactor Anaerobio de
Flujo Ascendente
Tanque Imhoff y Filtro
Biológico Pila de
secado de lodos
Rejillas
Digestor de lodos
Tanque Imhoff Filtro
Anaeróbico de Flujo
Ascendente
Pila de secado de lodos
Rejillas
Digestor de lodos
Reactor Anaeróbico
Filtros Anaeróbico
Pila de secado de lodos
Rejillas
Digestor de lodos
Reactor Anaeróbico
Filtros percoladores
Pila de secado de lodos
Rejillas
Digestor de contacto de
mezclado continuo
Filtros percoladores
Pila de secado de lodos
Tabla 4.1.6.1. Plantas de tratamientos con diversas unidades biológicas
Planta de Tratamiento de la Urbanización Villa Lourdes
Dicha planta se encuentra ubicada en el municipio de Lourdes Colón,
departamento de La Libertad. Fue diseñada para una población de 18,000
personas. El agua residual de la urbanización Villa Lourdes es trasladada por
119
gravedad a la planta para recibir el respectivo tratamiento antes de ser
descargada al cuerpo receptor.
Figura 4.1.6.1 Esquema de la planta de tratamiento de la Urbanización Villa Lourdes
En el Tratamiento Preliminar son utilizadas dos Rejillas ubicadas en un canal de
0.75 metros de ancho por 3.00 metros de largo y una profundidad de 0.45
metros, utilizadas para separar los sólidos gruesos. Además cuenta con un
digestor anaeróbico que esta dividido en dos celdas. La celda de entrada, la
cual sirve como una cuenca de sedimentación/retención de sólidos, tiene las
siguientes dimensiones (largo = 16 metros; ancho = 12 metros; altura de la
cuenca = 4.5 metros; profundidad del agua = 3.75 metros). La segunda “celda
de retención” tiene las dimensiones básicas (largo = 12 metros; ancho = 12
metros; altura de cuenca = 4.5 metros; y profundidad de agua = 3.75 metros).
Las unidades utilizadas en el tratamiento secundario son: tres filtros
percoladores ubicados en serie. El agua servida que sale del digestor de
contacto debe pasar por cada uno de los tres filtros. Cada uno de estos filtros
120
de flujo ascendente tienen las mismas dimensiones, (largo = 24 metros; ancho
= 24 metros; altura de la cuenca = 4.50 metros; profundidad del filtro de roca =
3.75 metros; profundidad del agua = 4.05 metros).
El tratamiento de lodos es desarrollado por El Digestor de Contacto y también
es usada una Pila de Secado. Solamente existe una pila de secado de
dimensiones de 2 metros de ancho por 8 metros de largo.
Figura 4.1.6.2
Figura 4.1.6.3
Figura 4.1.6.4
Figura 4.1.6.5
Figura 4.1.6.2 Rejillas.
Figura 4.1.6.3 Digestor.
Figura 4.1.6.4 Filtros percoladores anaeróbicos
Figura 4.1.6.5 Pila de secado de lodos.
Como se aprecia en la descripción general de las plantas de tratamiento de El
Salvador, realizada anteriormente, las plantas de tratamiento y unidades de
121
tratamiento físicas y biológicas más utilizadas en El Salvador son las que se
encuentran representadas en las tablas 4.1.6.2, 4.1.6.3 y 4.1.6.4:
Principales Unidades de Tratamiento en El Salvador
Capacidad Tipo
Unidades que la Población
de
Tipo de Planta
(L/s)
componen
servida (Hab.)
Tratamiento
Rejas, trampa de
Pretratamiento,
grasas,
deasrenadores,
Tratamiento
sedimentador
primario, tanques
Completa
600-24000
2.60-36.46 Primario,
sedimentadores
secundarios,
Filtros
Tratamiento
percoladores,
fango o lodo y
secundario
patio de secado
Rejas, trampas de
Pretratamiento,
grasas,
Tratamiento
desarenadores,
Primario,
Tanque Imhoff
324-350
0.56-0.61
sedimentadores,
tanques Imhoff y
Tratamiento
patios de secado
secundario
de lodos
Con Reactor
Rejas,
Pretratamiento,
desarenadores,
Tratamiento
RAFA, Filtro
Anaerobio de
Percolador,
906-21000
1.57-36.46 Primario,
sedimentadores
Flujo
primario Dourmon
Tratamiento
y patios de secado
secundario
AscendenteRAFA de lodos
Tratamiento
Lodos Activados
Primario,
Plantas con Lodos Sedimentadores
532-9414
0,92-16,34
Activados
Tratamiento
secundarios Patios
Plantas con
Lagunas de
Estabilización
Otros Tipos de
Plantas
de secado
Rejas
Desarenador
Medidor de caudal
(Parshall) Lagunas
Facultativas
Rejillas Digestor
de lodos Filtros
percoladores Pila
de secado de
lodos
Plantas
Existentes
% que
opera
19
16,22
2
2,70
5
8,11
4
8,11
1
2,70
6
16,22
secundario
Pretratamiento,
3500
18000
⎯
⎯
Tratamiento
Primario
Pretratamiento
Tratamiento
primario
Tratamiento
Secundario
TOTAL
Tabla 4.1.6.2 Tipos de plantas más usadas en El Salvador.
37
54,05
45,95
122
Unidades Físicas y Biológicas más Utilizadas en El Salvador
Unidad de tratamiento Físicas y Biológicas
% de Plantas que las poseen
(Muestra)
Rejas
100
Trampa de grasas
100
Desarenadores
100
Medidor Parshall (medidor de caudal y velocidad en
50
desarenadores)
Sedimentador Primario tipo Dortmund
90
Sedimentador Secundario tipo Dortmund
80
Plantas con Tanques Imhoff
20
Plantas con RAFA
10
Plantas con Lodos Activados
10
Filtro Percolador biológico
90
Plantas con Lagunas
10
Patios de secado
100
Tabla 4.1.6.3 Unidades Físicas y biológicas más usadas en El Salvador.
4.2.NORMAS A CONSIDERAR EN EL DISEÑO DE LAS UNIDADES DE
TIPO BIOLÓGICO EN PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES DOMÉSTICAS EN EL SALVADOR.
4.2.1. PROPUESTAS DE NORMAS NACIONALES
Según lo dicta el documento correspondiente a la norma, esta es una
adaptación de la propuesta de “Norma de Aguas Residuales Descargadas a un
Cuerpo Receptor”, a la que inicialmente ANDA (Administración Nacional de
Acueductos y Alcantarillados) le dio seguimiento, luego quedo en manos del
Ministerio del Medio Ambiente y Recursos Naturales (MARN). Dicha adaptación
fue realizada por los Comités Técnicos de Normalización del Consejo Nacional
de Ciencia y Tecnología, CONACYT, que son los organismos encargados de la
normalización.
123
En esta propuesta de Norma se establecen las características y valores
permisibles de los parámetros que se deben depurar de las aguas residuales
descargadas en los lugares del vertido, con los propósitos de proteger y
rescatar los cuerpos receptores de El Salvador. Según lo dictado en la
Propuesta de Norma, todo lo que en ella se establece es aplicable en el
territorio Salvadoreño.
Un aspecto importante es que los niveles máximos permisibles de los
parámetros que se establecen en la Norma, deberán ser alcanzados por medio
de los tratamientos respectivos que se le realicen al agua residual y para
alcanzar dichos niveles no será permitida la dilución.
En el presente documento solamente se considerarán los parámetros que se
ven involucrados en el tratamiento del agua residual de tipo domestico o como
es reconocida en el texto de la norma “Agua Residual de Tipo Ordinario”, por lo
que es necesario mencionar que la Norma establece los valores máximos de
parámetros de aguas residuales de tipo ordinario, para descargar a un cuerpo
receptor, dichos valores se muestran en la siguiente tabla:
ACTIVIDAD
DQO
(mg/l)
DBO5
(mg/l)
Agua residual de tipo ordinario
150
60
Sólidos
sedimentables
(ml/l)
1
Sólidos
Suspendidos
Totales (mg/l)
60
Aceites y
Grasas
(mg/l)
20
Tabla 4.2.1.1. Parámetros máximos permitidos en descargas de efluentes tratados.
124
Además de establecer valores para la descarga de aguas residuales de tipo
ordinario a los cuerpos receptores, esta norma también establece valores de
parámetros permisibles para la descarga del agua resultante de una serie de
actividades llevadas a cabo en la industria y valores permisibles para aguas
residuales de tipo especial.
Además, la norma contiene los requerimientos para la toma de muestras, donde
para cada parámetro que se desee analizar se establece lo siguiente:
•
Tipo de recipiente que debe usarse
•
El preservante de la muestra que debe usarse en caso de ser
necesario
•
El tiempo máximo que puede ser almacenada la muestra
•
Y finalmente el volumen necesario de la muestra para llevar a cabo el
ensayo
Además, el contenido de la norma proporciona la referencia Standard Methods
y de la ASTM, donde se describen los métodos de análisis para la
determinación de los parámetros contemplados en la norma.
Finalmente cabe mencionar que corresponde al Ministerio del Medio Ambiente y
Recursos Naturales (MARN), velar por el cumplimiento de esta norma una vez
sea obligatoria.
125
DECRETO 50
•
El decreto 50 fue dado, el dieciséis de octubre de mil novecientos
ochenta y siete y básicamente establece en su contenido lo siguiente:
•
El procedimiento para obtener la autorización de verter un agua residual
particular a un cuerpo receptor.
•
Aspectos importantes sobre el manejo de las aguas residuales
domésticas
•
Sanciones y procedimientos por quebrantar este decreto referente al
agua residual.
•
Limites permisibles de descarga de sustancias a los sistemas de
alcantarillado, con el fin de que proteger las obras sanitarias.
•
Estudios necesarios que deben realizar de manera conjunta el MAG,
MSPAS y ANDA con el fin de establecer las zonas de protección contra
la contaminación
REGLAMENTO ESPECIAL DE AGUAS RESIDUALES.
Este fue dado el treinta y uno de mayo del año dos mil, y fue creado por la
necesidad de regular adecuadamente el manejo de las aguas residuales para
contribuir a la recuperación, protección y aprovechamiento sostenibles del
recurso hídrico respecto de los efectos de la contaminación, fundamentado en
el artículo 70 de la Ley del medio ambiente y básicamente establece lo
siguiente:
126
•
Aspectos generales sobre el tratamiento del agua residual, disposición
de lodos e informes operacionales (donde menciona el contenido de los
informes).
•
Establece los análisis obligatorios que se le deben de realizar a las
aguas residuales de tipo ordinario y a las de tipo especial y los criterios
sobre los cuales se basa la obligatoriedad de los análisis.
•
Una lista de análisis complementarios de acuerdo a la actividad que este
produciendo el agua residual.
•
Aspectos relevantes sobre el muestreo mínimo y análisis de las aguas
residuales por parámetro de interés.
•
Disposiciones sobre el Rehúso de las aguas residuales.
NORMA DE ANDA
La norma de ANDA fue dada en octubre de 1998, y debido a que es la Norma
Técnica para abastecimientos de agua potable y alcantarillados de aguas
negras, contiene poca información para el tratamiento del agua residual
doméstica. Lo relevante que se puede encontrar en esta norma, son los
aspectos referentes a las estimaciones de caudales de aguas residuales por
medio de las dotaciones, factores de mayoración de caudales y factores de
retorno para la estimación del agua potable usada que se convierte en agua
residual, así como los métodos de proyección de población aceptados por la
normativa Salvadoreña. También establece, al igual que la Norma Salvadoreña
127
de aguas residuales descargada a un cuerpo receptor, que las plantas deben
de diseñarse para que produzcan un efluente que contenga un máximo de 60
mg/l de DBO5 y 60 mg/l de sólidos en suspensión.
Realmente es muy útil para la determinación de la población de diseño y nos
brinda los aspectos básicos para la determinación de los caudales de diseño de
la planta en general.
4.2.2. NORMAS INTERNACIONALES.
A nivel internacional han logrado desarrollar en mayor grado el tema del
tratamiento de las aguas residuales, prueba de ello es el avance en las
normativas desarrolladas en cuanto al tratamiento de las aguas residuales en
las regiones Sur, Centro y Norte Americanas. A continuación se hace una breve
descripción de algunas normas consideradas de importancia de otros países,
las cuales se describen ampliamente en el Capitulo V.
NORMA TÉCNICA DE EDIFICACIÓN OS.90 PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES (MEXICO)
El objetivo principal de esta, es normar el desarrollo de proyectos de tratamiento
de aguas residuales en los niveles preliminar, básico y definitivo.
Mencionando de manera general el contenido de esta norma se puede apuntar
lo siguiente:
128
•
Contiene detalladas las etapas de diseño que se deben de llevar a cabo
en el diseño de un sistema de tratamiento.
•
Presenta porcentajes de remoción por unidades de tratamiento, que son
útiles para la selección de los procesos.
•
Menciona aspectos de relevancia sobre los estudios básicos de
ingeniería que se deben de realizar para el desarrollo adecuado del
diseño,
•
Sugiere aportes percapitas comunes de caudales y contaminantes en el
agua residual.
•
Establece criterios, parámetros y metodologías de diseño para una
diversidad de unidades de tipo biológico, que son muy útiles para diseñar
ya que en el país no se cuenta con un documento de este tipo.
NORMA
BOLIVIANA
NB
688.
INSTALACIONES
SANITARIAS,
ALCANTARILLADO
SANITARIO, PLUVIAL Y TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES (BOLIVIA)
Esta norma en lo que respecta al tratamiento de aguas residuales, tiene un
contenido bastante similar al de la norma técnica de edificación de México. Por
lo que no se mencionara su contenido general, pero si se hace mención de
esta, a fin de que el lector se entere de su existencia y examine detenidamente
su contenido a fin de comparar los criterios que en esta se mencionan.
129
REGLAMENTO TECNICO PARA EL SECTOR DE AGUA POTABLE Y SANEAMIENTO
BASICO – RAS (COLOMBIA)
Este reglamento contiene 5 títulos, los que se consideran de mucha
importancia, estos tienen relación entre si y se detallan a continuación:
Titulo A: Denominada “DOCUMENTACIÓN TÉCNICO NORMATIVA DEL SECTOR DE
AGUA POTABLE Y SANEAMIENTO BÁSICO”
Titulo B: Denominado “SISTEMAS DE ACUEDUCTO”
Titulo C: Denominado “SISTEMAS DE POTABILIZACION”
Titulo D: Denominado “SISTEMAS DE RECOLECCION Y EVACUACION DE AGUAS
RESIDUALES DOMÉSTICAS Y PLUVIALES”
Titulo E: Denominado “TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES”
Titulo F: Denominado “SISTEMAS DE ASEO URBANO”
Titulo G: Denominado “ASPECTOS COMPLEMENTARIOS”
Titulo H: Denominado “COMPENDIO DE LA NORMATIVIDAD TECNICA Y JURIDICA DEL
SECTOR DE AGUA POTABLE Y SANEAMIENTO BÁSICO Y SUS ACTIVIDADES
COMPLEMENTARIAS.
Todo el contenido de este reglamento al cual se ha hecho mención, se
relaciona entre si, pero como puede observarse el Titulo E es el base para el
tratamiento de aguas residuales, de donde se hace referencia a los demás
títulos si es necesario. Al igual que la norma Boliviana y la Norma Mexicana
mencionadas
anteriormente,
este
reglamento
contiene
metodologías,
130
parámetros y procesos de diseño de una diversidad de unidades de tipo
biológico, por lo que su consideración en el diseño puede resultar de mucho
interés.
Por su puesto que existen muchas otras normas que se podrían mencionar,
pero en esta ocasión solo se mencionan estas, debido a que se consideran con
un contenido útil en el diseño de unidades de tipo biológico.
4.3. LEYES Y OTROS DOCUMENTOS
Chequeando a nivel Centro Americano se encuentra que todos los países
centroamericanos cuentan con un marco jurídico que regula los vertidos. Estos
son:
•
Environmental Protection (Effluent Limitations) Regulations, 1995 de
Belice, aplican a descargas de efluente en cualquiera de los cuerpos de
agua interiores del país o al medio ambiente marítimo. No aplican, sin
embargo, a descargas de efluente en cuerpos de agua interiores
provenientes de grupos de vivienda de menos de cinco unidades.
•
El acuerdo gubernativo 60-89, Reglamento de requisitos mínimos y sus
límites máximos permisibles de contaminación para la descarga de
aguas residuales de Guatemala, tiene por objeto establecer los límites de
contaminación permisibles para las descargas de aguas servidas. Pero
131
esta normativa está siendo revisada, en cuanto a modificaciones en el
establecimiento de los límites permisibles y el marco regulatorio. De
hecho las autoridades guatemaltecas acaban de presentar una nueva
propuesta de acuerdo.
•
El Reglamento Especial de Aguas Residuales de la República de El
Salvador, define las acciones exigidas por el ente regulador (parámetros,
análisis y frecuencias de muestreo). En cambio la Norma Salvadoreña
NSR 13.07.03:00, que todavía no ha sido aprobada, contiene los valores
permisibles de descarga a un cuerpo receptor.
•
Las Normas Técnicas de las descargas de aguas residuales a cuerpos
receptores y alcantarillado sanitario, de Honduras, establece los valores
límites de descarga al medio receptor, sin ser específicos por tipo de
industria. Actualmente está por ser aprobado el Reglamento de Aguas
Residuales y de Rehúso, que definiría las responsabilidades y acciones
del ente regulador y de los entes generadores.
•
El Decreto 33-95, Disposiciones para el control de la contaminación
proveniente de las descargas de aguas residuales domésticas,
industriales y agropecuarias, de Nicaragua, establece los valores
máximos permisibles o rangos de los vertidos líquidos generados por
dichas actividades y que descargan a medios receptores, junto con las
medidas administrativas correspondientes a los entes reguladores.
132
•
El Reglamento de vertido y rehúso de aguas residuales de la República
de Costa Rica, Decreto Ejecutivo 26042-S-MINAE, describe el marco
regulatorio y los límites permisibles para las descargas a cuerpos
receptores y alcantarillado. Este reglamento está en este momento en
proceso de revisión. Además Costa Rica cuenta con un Reglamento de
Aprobación y Operación de Sistemas de Tratamiento de Aguas
Residuales recién aprobado.
•
Las Normas para Aguas Residuales de la República de Panamá,
contiene los siguientes Reglamentos Técnicos: Reutilización de aguas
residuales tratadas, Descarga de efluentes líquidos directamente a
sistemas de recolección de aguas residuales, Descarga de efluentes
líquidos directamente a cuerpos y masas de agua superficiales y
subterráneas y Uso y disposición final de lodos. Estos reglamentos
definen, en forma detallada, el marco regulatorio y los límites de vertidos
a los medios receptores.
133
CAPITULO V
GUIAS PARA EL DISEÑO DE UNIDADES DE
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DOMÉSTICAS DE TIPO BIOLOGICO Y
FISICO: CRITERIOS Y PARÁMETROS DE
DISEÑO.
134
5.1.1 Guía para el diseño de Rejas y canales afluentes
Las rejillas son unidades destinadas a brindar un pretratamiento a las aguas
residuales. Prácticamente están formadas por barras que pueden tener
diferentes secciones, aunque la más común es la de sección rectangular, sin
embargo existe una diversidad de secciones que pueden ser utilizadas en el
dimensionamiento de dicha unidad, así como por ejemplo: las barras circulares,
de forma rómbica, ovaladas y de forma irregular, etc. estas rejas se ubican de
tal manera de que el operador pueda realizar fácilmente su mantenimiento por
lo que en su mayoría son ancladas al canal de aproximación según como se
muestra en la Figura 5.1.1
PLATAFORMA DE DRENAJE
BY-PASS
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
P L A N T A
D E
D E T A L L E
R E J A S
135
PLATAFORMA DE
DRENAJE
BY-PASS
REJAS
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
S E C C I O N
HACIA DESARENADOR
D E
R E J A S
Figura 5.1.1.1. Ubicación de Rejas en canal de aproximación
Las rejillas tienen como objeto la remoción de los materiales gruesos o en
suspensión, los cuales pueden ser retirados manual o mecánicamente.
Posteriormente los sólidos removidos por las rejillas son colocados sobre una
plataforma o loseta perforada con drenaje para poder drenar los sólidos gruesos
retenidos que posean humedad de aproximadamente 80% antes de disponerlos
de una manera sanitaria (Rolim, 2000), y que posteriormente son enterrados o
ubicados en contenedores de basura.
Por lo general, en toda planta de tratamiento de aguas residuales domésticas,
la operación inicial es proporcionada por las rejillas del sistema ya que son
utilizadas para remover los sólidos grandes (gruesos) que flotan o están
suspendidos. Estos sólidos gruesos consisten principalmente de papel,
136
plásticos, trapos y tela, y otros desechos sólidos que pueden entrar en el
alcantarillado. Dependiendo de la abertura de las barras en una rejilla, los
sólidos gruesos también pueden consistir de excretas humanas, por tal razón,
esta unidad de pretratamiento es de las primeras que se encuentran operando
al inicio de la planta, para proteger las siguientes unidades y dispositivos como
bombas, tuberías y algunas piezas especiales del sistema, de esa manera se
hace más fluida la circulación del afluente al retener los objetos de gran tamaño,
facilitando su limpieza al retirar con rapidez dichos sólidos.
Las rejas remueven cantidades de material por metro cúbico dependiendo del
espaciamiento entre las barras y de la velocidad del afluente entre ellas, es por
ello que para la separación de sólidos gruesos se utilizan rejas ubicadas
transversalmente al flujo. Al pasar el agua, el material grueso queda retenido en
el enrejado. El material retenido debe ser retirado con los propósitos de evitar
obstrucciones en las siguientes unidades de tratamiento de la planta, tal fin se
debe realizar de manera manual utilizando un rastrillo o de manera mecánica y
luego ser enterrado, en el mejor de los casos diariamente. La cantidad de
material retenido varia dependiendo de la abertura entre las barras de las
rejillas. Estudios han demostrado que las cantidades de sólidos gruesos
retenidos varia entre 0.008 y 0.038 m3/1,000m3 en rejillas con aberturas entre
20 a 50 mm. Utilizando estos rangos, y asumiendo un caudal por persona de
120 L/cápita-día, una población de 10,000 habitantes podría tener una
137
producción de material retenido entre 0.01 y 0.05 m3/día (10—50 L/día). Sin
embargo, el diseñador debe verificar la cantidad retenida a través de
mediciones efectuadas en campo cuando la unidad de pretratamiento en
cuestión se encuentre en operación.
Las cantidades de material retenido por las rejillas en litros por metro cúbico
según Schrdenfer (USA) se muestran en la siguiente tabla.
Espaciamiento (cms)
2.0
2.5
3.5
4.0
Cantidad (Lts/m3)
0.038
0.023
0.012
0.009
Tabla 5.1.1.1. Cantidad de material retenido según espaciamiento entre rejas.
Si optamos por rejillas con separación medias, la cantidad de material retenido
por ellas será de 0.040 Litros por metro cúbico.
Parámetros de Diseño
Para la selección de los parámetros que intervienen en la etapa de diseño se
han analizado las normas peruana, mexicana y boliviana con los propósitos de
tener una mejor comparación entre cada uno de los parámetros requeridos en
el diseño de las unidades que den un tratamiento preliminar, primario y
secundario para que de esa manera se proporcionen una serie de valores o
intervalos que sean más apegados al medio de nuestro país.
138
Localización de las rejas
La norma colombiana RAS-2000 recomienda que las rejillas deban colocarse
aguas arriba de las estaciones de bombeo o de cualquier dispositivo de
tratamiento subsecuente que sea susceptible de obstruirse por el material
grueso que trae el agua residual sin tratar.
El canal de aproximación a la rejilla debe ser diseñado para prevenir la
acumulación de arena u otro material pesado aguas arriba de está. Además,
debe tener preferiblemente una dirección perpendicular a las barras de la rejilla.
Se debe usar un rango de velocidades entre 30 y 60 cm/s y entre 60 y 120 cm/s
para rejillas limpiadas manualmente y mecánicamente respectivamente. Para
ninguno de los dos casos de limpieza manual o mecánica se permitirá una
pérdida de cabeza mayor a 75 cm.
Requisitos mínimos de diseño
Según las normas mencionadas anteriormente se deben considerar en el
diseño los siguientes parámetros para cumplir con las cantidades de remoción
más aceptables en sus eficiencias.
139
Parámetro
Unidad
Tipo de limpieza
Tipo de barra
Espesor de barra
Ancho de barra
Espaciamiento entre barras
Velocidad entre barras
Limpias
mmmm.
mm.
Velocidad de aproximación
m/s
Angulo de inclinación de las
barras (con respecto a la
horizontal)
grados
mm.
Valor del parámetro según
Norma
Norma Boliviana
Norma Mexicana
Colombiana
Manual Mecánica Manual Mecánica Manual Mecánica
Rectangular
Rectangular
5 -15
30 - 75
15 a 50
3 y 77
20 y 50
0,60 a
0.6 y 1.2
0,75
0.3 y
0,30 y
0.3 y 0.9
0.6
0,60
-
-
-
-
45 y 60
-
Tabla 5.1.1.2 Comparación de Normas Internacionales
Otras consideraciones que hacen las normas mexicana, boliviana y colombiana
se mencionan a continuación:
Aspectos de importancia sobre rejas y canales afluentes encontrados en La
Norma Mexicana
Las rejillas deben utilizarse en toda planta de tratamiento, aún en las más
simples.
Se diseñarán preferentemente rejillas de limpieza manual, salvo que la cantidad
de material cribado justifique las de limpieza mecanizada.
El diseño de las rejillas debe incluir:
• Una plataforma de operación y drenaje del material cribado con barandas de
seguridad;
• Iluminación para la operación durante la noche;
140
• Espacio suficiente para el almacenamiento temporal del material cribado en
condiciones sanitarias adecuadas.
• Solución técnica para la disposición final del material cribado; y
• Las compuertas necesarias para poner fuera de funcionamiento cualquiera
de las unidades.
El diseño de los canales se efectuará para las condiciones de caudal máximo
horario, pudiendo considerarse las siguientes alternativas:
• Tres canales con rejillas de igual dimensión, de los cuales uno servirá de by
pass en caso de emergencia o mantenimiento. En este caso dos de los tres
canales tendrán la capacidad para conducir el máximo horario;
• Dos canales con rejillas, cada uno dimensionados para el caudal máximo
horario;
• Para instalaciones pequeñas puede utilizarse un canal con rejillas con by
pass para el caso de emergencia o mantenimiento.
Para el diseño de rejillas se tomarán en cuenta los siguientes aspectos:
a) Las dimensiones de las barras dependen de la longitud de las mismas y del
mecanismo de limpieza.
b) Para localidades con un sistema inadecuado de recolección de residuos
sólidos, se recomienda un espaciamiento no mayor a 25 mm.
c) Las dimensiones y espaciamiento entre barras se escogerán de modo que la
velocidad del canal antes de y a través de las barras sea adecuada. La
141
velocidad a través de las barras limpias debe ser basada en caudal máximo
horario. Las velocidades deben verificarse para los caudales mínimos, medio y
máximo.
d) En la determinación del perfil hidráulico se calculará la pérdida de carga a
través de las rejillas para condiciones de caudal máximo horario y 50% del área
obstruida. Se utilizará el valor más desfavorable obtenido al aplicar las
correlaciones para el cálculo de pérdida de carga. El tirante de agua en el canal
antes de las rejillas y el borde libre se comprobará para condiciones de caudal
máximo horario y 50% del área de rejillas obstruida.
e) El cálculo de la cantidad de material cribado se determinará de acuerdo con
la siguiente tabla.
Abertura (mm)
20
25
35
40
Cantidad (litros de material cribado / m3 de agua residual)
0.038
0.023
0.012
0.009
Tabla 5.1.1.3. Material retenido según Norma Mexicana.
f) Para facilitar la instalación y el mantenimiento de las rejillas de limpieza
manual, las rejas serán instaladas en guías laterales con perfiles metálicos en
“U”, descansando en el fondo en un perfil “L” o sobre un tope formado por una
pequeña grada de concreto.
142
Aspectos de importancia sobre rejas y canales afluentes encontrados en La
Norma Colombiana
Requisitos mínimos de diseño.
El diseñador es libre de escoger el tipo de rejillas, siempre y cuando se cumplan
las recomendaciones mínimas de diseño que se estipulan mas adelante.
Tipos
• Limpiadas manualmente.
• Limpiadas mecánicamente.
• En forma de canasta.
• Retenedoras de fibra.
Cálculo de pérdida de carga
Para el cálculo de la pérdida de carga se recomienda usar la siguiente
ecuación:
⎛S⎞
K = β ⋅⎜ ⎟
⎝b⎠
1.33
⋅ Senα ×
V2
2g
Donde:
β: Factor de Forma, a obtenerse de la tabla 5.1.1.4, en conjunto con la figura 5.1.1.2,
S: Abertura de las barras
b: Espesor de las barras,
V: Velocidad en el canal y
g: Aceleración de la gravedad.
143
Factor de forma
β
A
2.42
B
1.83
Forma de la Sección transversal
C
D
E
1.67
1.035
0.92
F
0.76
G
1.79
Tabla 5.1.1.4. Coeficiente de Pérdida para Rejillas
Figura 5.1.1.2. Secciones de rejillas
Este procedimiento para calcular hf es válido solo cuando la rejilla está limpia.
En ninguno de los casos se permitirá una pérdida de cabeza mayor a 75 cm.
Sistemas de control para rejillas mecánicas
Se recomienda el uso de los dispositivos de tiempo como sistemas de control.
Todas las unidades mecánicas operadas por dispositivos de tiempo deben estar
provistas de controles automáticos auxiliares que pongan en marcha el
mecanismo de limpieza cuando el nivel de agua llegue al máximo
predeterminado.
Diseño de rejillas
Para el diseño de esta unidad de tratamiento utilizaremos el siguiente cuadro,
en donde se nos proporciona de la información necesaria de todas las
características de los parámetros que se ven involucrados en dicha etapa. En el
cuadro se muestran las normas de diseño recomendadas y los detalles para
rejillas El canal de aproximación antes de la rejilla debe tener un canal de
144
desvío para el caso de una emergencia. La inclinación con la vertical de la rejilla
varía entre 45 a 60° para que se remueva el material retenido fácilmente con un
rastro. El material de construcción de las barras y la plataforma de drenaje debe
ser resistente a la corrosión; se recomienda utilizar acero inoxidable, acero
galvanizado, y aluminio en la construcción de la plataforma.
Parámetro
Forma de barra
Ancho de barra
Espesor de barra
Espaciamiento (aberturas) entre
barras
Inclinación con la vertical
Plataforma de drenaje
Canaleta de desvió (By-pass)
Material de construcción de barras y
plataforma de drenaje
Velocidad de aproximación
Tiempo de retención en canal de
aproximación
Largo de canal de aproximación
Velocidad a través de las barras
Perdida de carga máxima
Cantidad de material retenido
Disposición de material retenido
Parámetro recomendado
Rectangular
No debe utilizar barras de refuerzo
5 – 15 mm
25 – 40 mm
25 – 50 mm
50 mm recomendado para que las heces humanas pasen por las
barras.
45 – 60°
Suficientemente ancha para realizar el almacenamiento temporal
del material retenido en condiciones sanitarias
Suficiente para desviar el caudal máximo durante una emergencia
Acero inoxidable o galvanizado y aluminio.
0.45 m/s
>= 3 s
>= 1.35 m.
<= 0.6 m/s para caudal promedio
<= 0.9 m/s para caudal máximo
0.15 m.
0.008 – 0.038 m3/1000 m3.
Solución técnica utilizando métodos sanitarios.
Tabla 5.1.1.5. Parámetros de Diseño para Rejillas (Adaptado de Reynolds y Richards,
1996)
Los dispositivos de remoción de sólidos gruesos por medio de las barras o rejas
tienen las siguientes partes:
1. Dispositivos de remoción
2. Dispositivos de retención
145
Proceso de diseño de Rejillas y del Canal de Aproximación
Para el dimensionamiento de las rejillas consideramos las siguientes
características de las rejillas:
•
Forma de la barra
•
Ancho de barra
•
Espesor de barra
•
Inclinación
•
Velocidad de aproximación
•
Velocidad a través de las barras
En el dimensionamiento de las rejillas utilizaremos las Tablas 5.1.1.4 y 5.1.1.5,
de ellas tomaremos los datos antes mencionados:
Dimensionamiento del canal de aproximación o canal de entrada
Por continuidad tenemos:
Q = A × V , luego despejando el Área tenemos:
A=
Q
,
V
Donde:
Q = caudal de diseño
A = área de la sección del canal
V = velocidad de aproximación
146
Asumiendo un ancho “b” de canal se obtendrá el tirante “T” del canal. Es
importante considerar un incremento de ancho de sección del 25% mínimo
como medida de seguridad por incrementos de caudales y por cuestiones de
operación y mantenimiento.
Determinando el tirante o profundidad del flujo “T”:
A = T × b y luego despejando para “T” tenemos T = A / b
Figura 5.1.1.3. Canal de aproximación
Tomando en cuenta los parámetros recomendados de las tablas anteriores se
deben definir las siguientes características de las rejillas:
•
Profundidad de pletina propuesta “w” en cms.
•
Anchura de pletina “t” en cms.
•
Separación libre entre cada pletina “a” en cms.
•
Ancho de canal de entrada, “b” cms.
•
bu = Ancho útil o ancho libre (sumatoria de todos los espacios entre
cada barra).
147
Donde:
bu = b × E
E: Eficiencia (la eficiencia varía entre 0.60 a 0.85, siendo más comunes 0.75)
La eficiencia se determina de la siguiente manera:
E=
a
,
a+t
Donde:
A: Ancho de pletina
T: Espesor
Luego considerando la eficiencia anterior se procede a determinar el ancho útil
“bu” en metros. El ancho ocupado por las pletinas será “bp” y se determina así:
b p = b − bu
Ahora se determina el número de pletinas a colocar en el ancho del canal:
Num PLETINAS =
bp
w
El ancho final será:
b = Num PLETINA × t + 10 × a
Calculando las perdidas de carga (<=15 cm)
1 ⎛⎜ VR − v a
0.7 ⎜⎝ 2 × g
2
hf =
2
⎞
⎟,
⎟
⎠
Donde:
hf = Pérdidas de carga en metros.
VR = Velocidad a través de las barras.
va = Velocidad aguas arriba de las rejas ó velocidad de Aproximación.
g = Aceleración gravitacional (9.81 m/s2).
Analizando para el 50% de obstrucción de rejas se obtiene por continuidad
148
V = 2 × V y luego
⎛1⎞
A × V = Av⎜ ⎟
⎝2⎠,
por lo tanto se sustituye en la ecuación de las perdidas.
1 ⎛⎜ VR − v a
hf =
0.7 ⎜⎝ 2 × g
2
2
⎞
⎟,
⎟
⎠
Esta tiene que ser menor que 15 cm para cumplir con el diseño propuesto, y
este resultado significara que cundo se tenga el valor obtenido se tendrá que
remover el material retenido en las rejas.
Disposición Final de los Sólidos Gruesos
Sin duda los desechos gruesos están muy contaminados con patógenos, y son
excesivamente nocivos con malos olores y malas apariencias, en el caso de
haber estado almacenado por mucho tiempo. Deben ser enterrados diariamente
con el mínimo de manejo por el operador de la instalación. El diseño de la
instalación de pretratamiento debe incluir un área reservado cerca de la rejilla
donde el operador puede enterrar los sólidos gruesos.
149
5.1.2. Guía para el Diseño de Desarenadores
Los desarenadores son unidades de tratamiento preliminar que constan de
cámaras diseñadas para reducir la velocidad del agua residual y permitir la
sedimentación o deposito de sólidos minerales (arena y otros) por
sedimentación, las unidades de sedimentación son utilizadas para separar las
arenas cuyo diámetro varía entre 0.2 y 2 mm., siendo estas arrastradas en las
alcantarillas por las aguas residuales; evitando de esta manera causar
perturbaciones en las siguientes unidades de tratamiento. Estos minerales son
originados de operaciones de lavado, así como infiltraciones, desechos
industriales, etc. La remoción de la arena tiene como finalidad proteger las
bombas contra desgaste, evitar obstrucciones de tuberías e impedir la
formación de depósitos de material inerte en el interior de sedimentadores y
digestores. (Pequeños Sistemas de Tratamiento de Aguas Residuales, Max
Lothar Hess).
El sistema de pretratamiento es una estructura auxiliar que debe preceder a
cualquier sistema de tratamiento. Esta estructura persigue principalmente los
objetivos de reducir los sólidos en suspensión de distintos tamaños que traen
consigo las aguas
150
La mayoría de las fuentes superficiales de agua tienen un elevado contenido de
materia en estado de suspensión, siendo necesaria su remoción previa,
especialmente en temporada de lluvias
Los desarenadores son unidades de pretratamiento las cuales poseen
secciones rectangulares o circulares, las cuales pueden constar de dos o tres
cámaras para la sedimentación de los materiales que arrastra el agua residual.
Esta unidad de tratamiento al igual que las rejillas es de tipo obligatorio en toda
planta de tratamiento de aguas residuales, debido a que por medio de ellas se
le brinda protección a las siguientes unidades del sistema.
Esta unidad de tratamiento cuenta con cuatro partes que efectúan una función
específica dentro de la cámara desarenadora, las cuales se describen de
acuerdo a su ubicación:
a) Zona de entrada: la cual tiene como función el conseguir una distribución
uniforme de las líneas de flujo dentro de la unidad, uniformizando a su
vez la velocidad.
b) Zona de desarenación: en esta parte de la estructura es donde se realiza
el proceso de depósito de partículas por acción de la gravedad.
151
c) Zona de salida: Conformada por un vertedero de rebose diseñado para
mantener una velocidad que no altere el reposo de la arena
sedimentada, y.
d) Zona de depósito y eliminación de la arena sedimentada: Constituida por
una tolva con pendiente mínima del 10% que permita el deslizamiento de
la arena hacia el canal de limpieza de los sedimentos. En la figura 5.1.2.1
se aprecian algunas de las características de los desarenadores de flujo
horizontal.
PLATAFORMA DE DRENAJE
SECCION DE
CONTROL
CAJA DE ENTRADA
COMPUERTA
METALICA
CAMARA DE REJAS
CAMARA PARA ARENAS
SALIDA
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
CAMARA PARA ARENAS
CANAL DE
ENTRADA
COMPUERTA
METALICA
P L A N T A
D E
D E S A R E N A D O R
PLATAFORMA DE DRENAJE
CAJA DE ENTRADA
NIVEL DEL
TERRENO
SECCION DE
CONTROL
CAMARA DE REJAS
NIVEL DEL
TERRENO
ARENA SEDIMENTADA
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
SALIDA
CAMARA PARA ARENAS
COMPUERTA
METALICA
S E C C I O N
1
Figura 5.1.2.1. Desarenador (Planta y corte longitudinal).
Esta unidad de pretratamiento debe ser incorporada en todo sistema de
depuración de las aguas residuales a excepción de las lagunas, sin embargo se
deberán efectuar análisis que permitan determinar el contenido de acumulación
152
de arenas en la laguna; por lo que los desarenadores se emplean para cumplir
con lo siguiente:
•
Protección de equipos mecánicos contra la abrasión.
•
Reducción de la formación de depósitos pesados en tuberías, conductos y
canales.
•
Reducción de la frecuencia de limpieza de la arena acumulada en tanques
de sedimentación primaria y digestores de lodos.
•
Minimización de pérdida de volumen en tanques de tratamiento biológico.
•
Antes de las centrífugas, intercambiadores de calor y bombas de diafragma
de alta presión.
Geometría
En lo que concierne a los principios de funcionamiento, se distinguen dos tipos
de desarenadores: alargados y los circulares. Los desarenadores alargados
tienen una zona recolectora de arena en la parte inferior, generalmente con una
sección transversal rectangular, la cual está bordeada por una capa de drenaje
subyacente. Sobre la sección de drenaje, existe un canal trapezoidal que facilita
el transporte de arena depositada en los bordes exteriores hacia el área de
recolección de las arenas y facilita el flujo, para así mantener en lo posible una
velocidad constante bajo cualquier condición de flujo.
153
Los desarenadores alargados son diseñados para mantener una velocidad de
flujo constante (menor ó igual que 30 cm/s). En el caso de desarenadores
circulares de arena, de Geiger, las aguas residuales ingresan tangencialmente
a estanques circulares en forma de embudo. Después de desarrollar un flujo
angular de 180º, las aguas pasan a la tubería de salida. Este desarenador
funciona en base al principio según el cual, surgen fuerzas impelentes en el
interior de la curva. Al inducirse un movimiento circular, las fuerzas centrífugas
hacen que el nivel del agua se eleve, apartándose del eje de rotación. En tanto
la presión en el borde exterior es mayor, el flujo que ingresa se entrecruza con
un movimiento circular, cuya dirección se aleja del centro. Esto da como
resultado un flujo en forma de espiral.
En comparación con los desarenadores alargados, los circulares tienen
estructuras relativamente compactas y económicas. Sin embargo, el grado de
remoción de arenas es menor que en un desarenador largo bién construido y
adecuadamente operado.
Por lo general, esta unidad de tratamiento físico se diseña en forma de canal
longitudinal, controlando la velocidad horizontal, para propiciar la sedimentación
del material inorgánico, manteniendo los sólidos orgánicos en suspensión. Esto
permitirá retirar la materia sedimentada durante períodos de limpieza
establecidos, manual o mecánicamente. Lo anterior implica la construcción de
unidades en paralelo, para facilitar la limpieza de las unidades. Se recomienda
construir 2 unidades en paralelo como mínimo, para fines de operación y
154
limpieza, esto no significa que solo deben construirse dos canales en todos los
casos, ya que dicho número dependerá de la cantidad de agua que se tiene que
tratar.
La velocidad horizontal se controla mediante dispositivos para este fin, como el
vertedero tipo Sutro, o tipo Parshall. El canal deberá estar provisto de una tolva
en el fondo para almacenar las arenas depositadas, las cuales deberán ser
removidas en períodos de limpieza establecidos.
La longitud de los desarenadores depende también del caudal y generalmente
varía de 10 a 25 m. Se puede calcular la longitud con la carga superficial ya que
es igual a la velocidad de sedimentación. La carga superficial (m3/h.m2) es la
cantidad de agua que se esta depositando por unidad de superficie, y el área
superficial (caudal /velocidad de sedimentación).
La cantidad de arena acarreada por el agua residual es variable, según el
sistema de conducción de las aguas residuales, el estado de las calles, la
pendiente de escurrimiento, la estación del año y del tipo de tubería utilizado.
Se pueden considerar entre 5 y 10 Lts/.hab.año, de arena, también, tomando
como referencia el caudal se puede utilizar un valor que va de 20 a 200 Lts. de
arena por cada 1000m3 de agua residual tratada, haciendo un promedio
cercano a 100 Lts de arena por cada1000m3 de agua residual tratada.
La tasa de aplicación superficial, comprende el siguiente rango: 45 – 70 m3/m2/h
o 1000 – 1680 m3/m2/día, donde se puede trabajar con 1200 como promedio
155
utilizado en el diseño. Para el dimensionamiento de los desarenadores se utiliza
el caudal máximo horario de descarga con una relación largo-alto >= 25.
Las cantidades de material retenido según la ubicación geográfica es la
siguiente:
EE.UU.
10 – 90 Lts de arena/1000m3 de agua residual
Japón
30 – 50 Lts de arena/1000m3 de agua residual
Sao Paulo
29 Lts de arena/1000m3 de agua residual (Zona residencial)
Sao Paulo
15 Lts de arena/1000m3 de agua residual (zona industriales)
América Latina
30 – 40 Lts de arena/1000m3 de agua residual.
El diseño del sistema de tratamiento deberá estar sujeto a un cuidadoso análisis
para justificar el dimensionamiento de los procesos de la planta para
condiciones por encima del promedio. El caudal de diseño de las obras de
llegada y tratamientos preliminares será el máximo horario calculado sin el
aporte pluvial.
Localización del desarenador
Generalmente los desarenadores se localizan antes de los sedimentadores
primarios y estaciones de bombeo y son precedidos por rejillas o rejas gruesas,
independientemente de las características geométricas de los desarenadores.
156
Los desarenadores deben diseñarse de manera tal que la velocidad pueda
controlarse. La velocidad debe estar en un rango entre mínimo 20 cm/s, medio
30 cm/s y máximo 40 cm/s.
Cada unidad debe tener la capacidad para operar en forma independiente con
los caudales de diseño cuando la otra unidad está en limpieza. Se recomienda
un rango entre 700 y 1600 m³/m²/día de tasa de aplicación superficial. Estos
valores pueden ser expresados en términos de velocidad de sedimentación,
variando aproximadamente entre 30 m/h y 65 m/h. El tiempo de retención
hidráulico debe basarse en el tamaño de las partículas que deben separarse.
Las unidades de pretratamiento como los desarenadores remueven algunos de
los parámetros que se encuentran en la caracterización de las aguas residuales
como son los que se encuentran en la tabla 5.1.2.1:
Unidades de tratamiento
Desarenadores
DBO
0-5
Eficiencia en la remoción de constituyentes, porcentaje
DQO
SS
P
N Org NH3-N Patógenos
0-5
0-10
Desp.
Desp. Desp.
Desp.
Tabla 5.1.2.1. Eficiencias típicas de remoción de los desarenadores
Desp.→Despreciable.
En la Tabla 5.1.2.2 se muestra la comparación de los parámetros de diseño que
incluyen cada una de las normas internacionales utilizadas en este documento
para el correcto dimensionamiento de las cámaras desarenadoras. Solamente
de esta manera podremos tener un rango o intervalo que nos permita adecuar
las dimensiones de acuerdo a las necesidades de la unidad en particular. A
157
continuación se presenta un análisis visual del contenido de las normas
mexicana, boliviana y la colombiana
Parámetro
Número de cámaras
desarenadoras
Velocidad en las cámaras
Tiempo de retención
hidráulico
Tasa de desbordamiento
Unidad
unidad
2.00
2.00
2.00
m/h
0.20– 0.40
20 segundos
y 3 minutos
700 - 1600
0.30 – 0.36
A definir
oportunamente
1080 y 1680
Manual para
Qmax<50 l/s
Manual
m³/día
0.20 – 0.40
20 segundos y 3
minutos
700 y 1600
Manual para
Qmax inferiores
a 50 l/s
Qmáx horario
Qmáx horario
Qmáx horario
semana
-
-
1 vez
unidad
Sutro
Sutro
Sutro, Parshall o
Palmer
Minutos
m³/m²/día
Tipo de limpieza
Caudal de diseño
Frecuencia mínima de
limpieza
Estructuras de control de
caudal
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
-
Tabla 5.1.2.2. Parámetros recomendados para el diseño de desarenadores
También se presentan otras de las consideraciones que presentan las normas
analizadas en la tabla anterior:
La Norma Mexicana considera que la inclusión de desarenadores es obligatoria
en las plantas que tienen sedimentadores y digestores.
Los desarenadores serán preferentemente de limpieza manual, sin incorporar
mecanismos, excepto en el caso de desarenadores para instalaciones grandes.
Según el mecanismo de remoción, los desarenadores pueden ser a gravedad
de flujo horizontal o helicoidal. Los primeros pueden ser diseñados como
canales de forma alargada y de sección rectangular.
158
Los desarenadores de flujo horizontal serán diseñados para remover partículas
de diámetro medio igual o superior a 0,20 mm. Para tal efecto se debe tratar de
controlar y mantener la velocidad del flujo alrededor de 30 cm/s con una
tolerancia + 20%. La tasa de aplicación deberá verificarse para las condiciones
del lugar y para el caudal máximo horario. A la salida y entrada del desarenador
se preverá, a cada lado, por lo menos una longitud adicional equivalente a 25%
de la longitud teórica. La relación entre el largo y la altura del agua debe ser
como mínimo 25. La altura del agua y borde libre debe comprobarse para el
caudal máximo horario.
El control de la velocidad para diferentes tirantes de agua se efectuará con la
instalación de un vertedero a la salida del desarenador. Este puede ser de tipo
proporcional (sutro), trapezoidal o un medidor de régimen crítico (Parshall o
Palmer Bowlus). La velocidad debe comprobarse para el caudal mínimo,
promedio y máximo.
Para desarenadores de limpieza manual se deben incluir las facilidades
necesarias (compuertas) para poner fuera de funcionamiento cualquiera de las
unidades. Las dimensiones de la parte destinada a la acumulación de arena
deben ser determinadas en función de la cantidad prevista de material y la
frecuencia de limpieza deseada. La frecuencia mínima de limpieza será de una
vez por semana.
159
El Medidor y Repartidores de Caudal. Debe ser incorporado después de las
rejillas y desarenadores. Esta unidad se debe incluir en forma obligatoria, y
puede ser del tipo Sutro, Parshall o Palmer Bowlus. El medidor de caudal debe
incluir un pozo de registro para la instalación de un limnígrafo. Este mecanismo
debe estar instalado en una caseta con apropiadas medidas de seguridad.
Las estructuras de repartición de caudal deben permitir la distribución del
caudal, considerando todas sus variaciones, en proporción a la capacidad del
proceso inicial de tratamiento para el caso del tratamiento convencional y en
proporción a las áreas de las unidades primarias, en el caso de lagunas de
estabilización. En general estas facilidades no deben permitir la acumulación de
arena.
Los repartidores pueden ser de los siguientes tipos:
•
Cámara de repartición de entrada central y flujo ascendente, con
vertedero circular o cuadrado e instalación de compuertas manuales,
durante condiciones de mantenimiento correctivo.
•
Repartidor con tabiques en régimen crítico, el mismo que se ubicará en
el canal.
Para las instalaciones antes indicadas el diseño se efectuará para las
condiciones
de
caudal
máximo
horario,
debiendo
comprobarse
funcionamiento para condiciones de caudal mínimo al inicio de la operación.
su
160
Los desarenadores deben ser proyectados para la remoción de partículas con
más del 95% en peso y con diámetro de sedimentación igual o superior a 0.2
mm y peso específico igual a 2.65 kgf/m3, excepto que por determinación de
análisis exista la conveniencia de remoción de partículas de otros diámetros.
Los desarenadores deberán ser proyectados para el caudal máximo de
proyecto.
Desarenadores de retención de arena por gravedad
Deberán cumplir los siguientes aspectos:
a) La sección de escurrimiento deberá ser tal que con cualquier caudal, la
velocidad de flujo sedimente las partículas con diámetro antes mencionado. Es
obligatorio el uso de un dispositivo de control de velocidad aguas abajo.
b) En el fondo del desarenador deberá ser previsto un espacio para la
acumulación de material sedimentado con una altura mínima de 0.20 m y a lo
largo de todo el canal.
c) En instalaciones de tratamiento con caudales máximos inferiores a 50 l/s, los
desarenadores por gravedad serán de limpieza manual, para caudales máximos
superiores de limpieza mecanizada. Se justificará en cada caso la solución
adoptada.
d) En el caso de proyectos con un solo desarenador por ser suficiente, debe ser
prevista una unidad adicional para situaciones de emergencia, el desarenador
adicional puede ser de limpieza manual.
161
Otras consideraciones de la Norma Colombiana referente a los Desarenadores
son.
Su localización debe efectuarse después de rejillas y antes de tanques de
sedimentación primaria y estaciones de bombeo.
La Velocidad mínima del agua en los desarenadores debe ser diseñada de
manera tal que esta pueda controlarse.
El Tiempo de retención hidráulico debe basarse en el tamaño de las partículas
que deben separarse; se recomienda un tiempo entre 20 segundos y 3 minutos.
Esto se logra mediante dispositivos que permitan regular la velocidad del flujo.
Para las Estructuras de control de caudal, se recomienda controlar la velocidad
en el desarenador mediante vertederos tipo Sutro o proporcional, o con
secciones transversales que garanticen los rangos de velocidad especificados
para diferentes alturas de la lámina de agua.
Proceso de Diseño del Desarenador
Las condiciones de diseño son:
• Se usa el caudal máximo horario en tiempo húmedo, en cada una de las
unidades.
• Con desarenadores de limpieza manual, se usa un número mínimo de dos
unidades, para flexibilidad en la operación, con una unidad fuera de servicio
en el tiempo de remoción manual de la arena.
162
• Se adopta la temperatura del agua residual cruda.
• Partícula a sedimentar de 0.2 mm y gravedad específica = 2.65 kgf/m3 según
normas
• Se usa teoría de sedimentación de una partícula
Teoría de la sedimentación
Para estas condiciones y temperaturas posibles del desecho entre 10 y 25
grados Celsius, se opera en la zona de transición (0.55 < NR < 1000) y la
velocidad de sedimentación se cálcula con las siguientes relaciones:
0.1 × Vs × D 24
3
=
+
+ 0.34
Vi × Cd
NR NR 1 / 2
D ⎤
⎡
Vs = ⎢1308( SG − 1) ×
Cd 1 / 2 ⎥⎦
⎣
NR =
Donde:
NR = Número de Reynolds
Vs = Velocidad de sedimentación de la partícula, cm/s
D = Diámetro de la partícula, cm
Vi = Viscosidad cinemática, cm2/s
SG =Gravedad específica de la partícula = 2.65 kgf/m3.
Cd =Coeficiente de arrastre
Determinación de la forma
El ancho de los desarenadores se determina en función del tamaño de los
equipos de limpieza y consideraciones prácticas. Con desarenadores de
163
limpieza manual se escoge un ancho de 1.0 m. para trabajo de una cuadrilla de
limpieza.
De la ecuación de continuidad se determina la relación entre la altura, velocidad
horizontal y el caudal:
Qm = A × Vc = 1.0 × h × Vc
Qm
h=
Vc
La longitud del desarenador se cálcula igualando los tiempos de sedimentación
y arrastre, de lo cual resulta la siguiente relación:
L = h×
Vc
Vs
Donde:
Qm = Caudal máximo, m3/s
A = Área transversal en el desarenador, m2
Vc = Velocidad crítica de arrastre, m/s
h = Profundidad del líquido en el desarenador, m
L = Longitud teórica del desarenador, m
Criterios adicionales de diseño
Longitud adicional
Para asegurar un 75% de remoción de las partículas escogidas, se añade un
25% de longitud extra.
Borde libre
164
La profundidad de los desarenadores se determina añadiendo un borde libre de
30 cm.
Profundidad adicional para almacenamiento de la arena
La profundidad adicional para acumulación de arenas se cálcula para un valor
escogido de 20 m3 de arenas por cada millón de m3 tratados, basado en el
caudal medio.
Esto resulta en una profundidad adicional de 25 cm. para almacenamiento de
arenas.
En las plantas de tratamiento deben ser determinadas la frecuencia y el tiempo
de limpieza en los desarenadores, ya sea que operen manualmente o no, sin
embargo en este caso solamente consideraremos unidades que operen
manualmente, por lo que dichos valores deben ser comparados con los rangos
de valores propuestos para este caso. Es recomendable realizar la extracción
de la arena en los desarenadores de limpieza manual cada 2 semanas, en un
tiempo de 3-4 horas.
Desarenadores Rectangulares
Vertedero proporcional
El vertedero proporcional tiene por objeto separar del agua cruda la arena y
partículas en suspensión gruesa, con el fin de evitar se produzcan depósitos en
165
las obras de conducción, proteger las bombas de la abrasión y evitar
sobrecargas en los procesos posteriores de tratamiento. El desarenado se
refiere normalmente a la remoción de las partículas superiores a 0.2 mm. La
siguiente ecuación determina las descargas que se generan en los vertederos
proporcionales:
2
1/ 2
Q = b × (2 × a × g ) (h + a × )
3
[
Q1 = b × (2 × g )1 / 2 (h + a )
3/ 2
− h2/3
]
2/3
Donde:
Q =Descarga total en el vertedero proporcional, m3/s
Q1 = Descarga en la sección rectangular, m3/s
b = Ancho en la sección rectangular, m
a = Alto en la sección rectangular, m
h = Altura total del vertedero proporcional, m
Se asume un valor del ancho “a“ de modo que “b“ sea menor que el ancho del
desarenador y se cálcula la forma del vertedero con la siguiente relación:
1/ 2
⎡
2⎤
⎛Y ⎞
X = 2b ⎢1 − Arc tan⎜ ⎟ × ⎥
π ⎥⎦
⎝a⎠
⎢⎣
Donde:
X = Ancho del vertedero a una altura Y, m
El término Arctan (Y/a)1/2 debe estar expresado en radianes.
166
Para un ángulo cualquiera “θ” en grados (1 - 360°), el equivalente en radianes
está dado por:
α(rad ) = θ o ×
π
180
• El período de diseño, teniendo en cuenta criterios económicos y técnicos es
de 8 a 16 años.
• El número de unidades mínimas en paralelo es 2 para efectos de
mantenimiento. En caso de caudales pequeños y turbiedades bajas se podrá
contar con una sola unidad que debe incluir un canal de by-pass para efectos
de mantenimiento.
PLATAFORMA DE DRENAJE
SECCION DE
CONTROL
CAJA DE ENTRADA
CAMARA DE REJAS
COMPUERTA
METALICA
CAMARA PARA ARENAS
SALIDA
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
CAMARA PARA ARENAS
CANAL DE
ENTRADA
COMPUERTA
METALICA
D E S A R E N A D O R
D E
F L U J O
H O R I Z O N T A L
Figura 5.1.2.2. Desarenador de 2 unidades en paralelo (planta).
Figura5.1.2.3. Desarenador de 1 unidad con by pass (planta).
167
• El período de operación es de 24 horas por día.
• Debe existir una transición en la unión del canal o tubería de llegada al
desarenador para asegurar la uniformidad de la velocidad en la zona de
entrada.
• La transición debe tener un ángulo de divergencia suave no mayor de 12° 30´
Figura 5.1.2.4. Detalle de la transición del flujo en el desarenador
• La velocidad de paso por el vertedero de salida debe ser pequeña para
causar menor turbulencia y arrastre de material (Krochin, V=1m/s).
• La llegada del flujo de agua a la zona de transición no debe proyectarse en
curva, pues produce velocidades altas en los lados de la cámara. La manera
correcta será como se muestra en la Figura 5.1.2.5
Figura 5.1.2.5. Detalle de entrada del flujo hacia el desarenador
• La relación largo/ancho debe ser entre 10 y 20.
168
Material
Grava
Arena
gruesa
Arena
fina
φLimite de
las
partículas
(cm)
Reynolds
>1.0
Número
de
Vs
Régimen
Ley Aplicable
>10,000
100
Turbulento
⎛ ρ − ρ⎞
⎟⎟ , Newton
Vs = 1.82 dg ⎜⎜ a
⎝ ρ ⎠
0.100
1,000
10.0
0.080
600
8.3
0.050
180
6.4
0.050
27
5.3
0.040
17
4.2
0.030
10
3.2
0.020
4
2.1
0.0
2
1.5
0.010
0.8
0.8
0.008
0.5
0.6
0.006
0.24
0.4
0.005
1.0
0.3
0.004
1.0
0.2
0.003
1.0
0.13
0.002
1.0
0.06
0.001
1.0
0.015
Transición
⎞
⎛ρ −ρ
Vs = 0.22⎜⎜ a
× g ⎟⎟
⎠
⎝ ρ
2/3
⎤
⎡
⎥
⎢
⎢ d ⎥
1/ 3 ⎥
⎢
⎢ ⎛⎜ μ ⎞⎟ ⎥
⎢⎣ ⎜⎝ ρ ⎟⎠ ⎥⎦
Allen
Laminar
Vs =
⎛ ρ − ρ⎞ 2
1
⎟⎟d , Stokes
× g ⎜⎜ a
18
⎝ μ ⎠
Tabla 5.1.2.3.Velocidad de partícula según su diámetro
• La sedimentación de arena fina (d<0.01 cm) se efectúa en forma más
eficiente en régimen laminar con valores de número de Reynolds menores de
uno (Re<1.0).
• La sedimentación de arena gruesa se efectúa en régimen de transición con
valores de Reynolds entre 1.0 y 1000.
169
• La sedimentación de grava se efectúa en régimen turbulento con valores de
número de Reynolds mayores de 1000.
• La descarga del flujo puede ser controlada a través de dispositivos como
vertederos (sutro) o canales Parshall (garganta).
Si el flujo es controlado por un vertedero sutro tenemos la siguiente relación:
a⎞
⎛
Q = 2.74 ab ⎜ H − ⎟
3⎠
⎝
Donde:
a: altura mínima (m)
b: ancho de la base (m)
H: altura del agua (m)
Figura 5.1.2.6. Detalle del vertedero
La forma de las paredes del vertedero es dada por:
Una alternativa de cálculo para este tipo de vertedero es partiendo de la
ecuación:
Q = 1.84 × l × h 3 / 2
170
Donde:
Q: Caudal sobre el vertedero (m3/seg.)
l: Ancho del vertedero (m)
h: Carga sobre el vertedero (m)
Agrupando la ecuación: Q = 1.84 (l x h1/2) x h, tenemos que Q varia con la
altura.
Entonces es necesario que el valor dentro del paréntesis sea una constante K.
Luego para un Qmax (m3/seg), Atmax (m2) y Wmax (m) obtenemos el hmax (m) y lmax
(m).Determinamos la constante k = l * h1/2, y hallamos los valores de lmedio, lmin,
hmedio y hmin a partir de las relaciones indicadas anteriormente y de los Qmedio y
Qmin.
Figura 5.1.2.7. Planta y Corte de vertedero
171
Figura 5.1.2.8. Sección parabólica del Parshall, Planta y Corte
Dimensionamiento
•
Se utiliza una velocidad de sedimentación de acuerdo a los criterios
indicados anteriormente en las tablas de comparación entre las normas las
cuales consideran la relación de los diámetros de las partículas. Como
primera aproximación utilizamos la velocidad de flujo de 30 cm/s.
•
Utilizaremos una carga superficial TAS (Tasa de Aplicación Superficial) de
1200 m3/m2/d
•
El caudal de diseño será el máximo horario en m3/s
•
Haciendo uso de la continuidad en el flujo tenemos:
Q max Horaio SeccionDesarenador × Vdesarenacion
=
A
Acontacto
172
Donde:
Qmaxhor =Caudal máximo horario
Sección Desarenador =Área del sedimentador m²
Vdesarenación =Velocidad de sedimentación de la partícula ³/m²/h
Por lo tanto:
B=
Q max horario
h×v
Se efectúa inicialmente el dimensionamiento del vertedero que controlara el
flujo en la unidad de tratamiento, en este caso se diseñara un Sutro. Para ello
se deben calcular los siguientes caudales: Qmáxhorario, Qmedio horario, Qmin horario.
Figura 5.1.2.9. Características del vertedero Sutro
Con la ecuación siguiente determinaremos el valor de “b”
a⎞
⎛
Q = 2.74 × a 1 / 2 × b⎜ H − ⎟
3⎠
⎝
173
Donde:
b= ancho de la base
H = h + a = altura del agua
B= ancho total
Q=caudal mínimo horario
Los valores de “a” varían de 10 a 15 cm. Se debe asumir un valor entre este
rango para la tolva de arenas.
Luego se procede a calcular el valor de la altura “H” y “B” del flujo en el
vertedero
En caso que el número de Reynolds no cumpla para la aplicación de la ley de
Stokes (Re<0.5), se realizará un reajuste al valor de Vs considerando la
sedimentación de la partícula en régimen de transición, mediante el término del
diámetro y el término de velocidad de sedimentación del gráfico 1.
•
Se determina el coeficiente de arrastre (CD), con el valor del número de
Reynolds a partir del nuevo valor de Vs hallado.
CD =
•
24
3
+
+ 0.34
R
R
Se determina la velocidad de sedimentación de la partícula en la zona de
transición mediante la ecuación.
Vs =
4 g
(ρ S − 1)d
×
3 CD
174
Así tenemos que:
Vs =
Q
As
Vs ' =
Q × coefic.segur
As
Entonces:
•
Determinamos la velocidad limite que resuspende el material o velocidad de
desplazamiento:
Vd =
8k
× g (ρ S − 1)d
f
Donde:
Κ: Factor de forma (0.04, arenas unigranulares no adheribles)
Vd: Velocidad de desplazamiento (cm/seg)
F: Factor de rugosidad de la cámara
Estimamos el valor de f mediante la fórmula
R=
4 Rm × Vh
η
4 Rm
K
Donde:
Κ : 1*10-1 cm
Vh : Velocidad horizontal (cm/seg)
Rm : Radio medio hidráulico(cm)
175
•
Determinamos la velocidad horizontal (Vh), mediante la ecuación.
Vh =
•
Q
At
Luego se debe cumplir la relación Vd > Vh, lo que asegura que no se
producirá la resuspensión.
•
Las dimensiones de ancho, largo y profundidad serán de tal forma que se
cumpla las relaciones determinadas en los criterios de diseño mencionadas
anteriormente.
•
La longitud de la transición de ingreso la determinamos mediante la
ecuación:
L1 =
B−b
2 × tgθ
Donde:
θ: Ángulo de divergencia (12° 30´)
B : Ancho del sedimentador (m)
b : Ancho del canal de llegada a la transición (m)
Operación y mantenimiento
Se recomienda que los desarenadores con un caudal inferior a 50 L/s sean
limpiados manualmente; para caudales mayores de 150 L/s se recomienda una
limpieza mecánica.
176
En desarenadores de limpieza manual que se usen con aguas negras
combinadas debe llevarse a cabo lo siguiente:
1. Medición periódica del lecho de arena acumulado.
2. Aislamiento del desarenador en el momento en que la arena ocupe 2/3 del
volumen.
3. Drenaje del agua residual en la cámara. Este se puede realizar, en algunas
instalaciones, por medio de canalizaciones que devuelven el líquido drenado
al afluente o a una unidad del sistema de tratamiento adoptado.
4. Remoción de la arena.
5. Estimación de la cantidad de arena removida para los registros en las fichas
de operación.
6. Transporte del el material removido hacia el sitio de disposición.
7. Lavado del desarenador para ser utilizado nuevamente.
8. Analizar una muestra de la arena removida en términos de sólidos volátiles.
Adopción de medidas de corrección para las muestras que presenten alto
contenido de estos.
9. Verificación de la cantidad de arena en las unidades subsecuentes.
10.Remoción de la arena, si fuera el caso, retenida en las demás unidades de
tratamiento.
Para los desarenadores de limpieza mecánica, la operación debe ser similar a
los de limpieza manual, cumpliendo además con lo siguiente:
177
1. Mantenimiento de los equipos de acuerdo con el manual de instrucciones del
fabricante.
2. Mantenimiento del equipo libre de obstrucciones.
3. Lavado diario, con chorros de agua, de las paredes y los raspadores.
4. Vaciado y revisión, por lo menos una vez por año, de las unidades. Debe
ensayarse el equipo que se encuentre inmerso así como la condición de la
estructura.
Con el fin de evitar excesos de materia orgánica en el material removido se
recomienda lo siguiente:
1. Aumentar la velocidad.
2. Disminuir el tiempo de retención. Para lograr esto puede reducirse el área de
la sección transversal.
Para evitar el arrastre de arena en el efluente se recomienda:
a) Remover con mayor frecuencia la arena acumulada.
b) Colocar en funcionamiento otro vertedero.
c) Aumentar el área de la sección transversal de la cámara. Se recomienda
además que el desarenador cuente con un sistema de desvío del flujo o
paso directo.
178
5.1.3. Guía para el diseño de Trampas de Grasas y aceites
Esta unidad de tratamiento preliminar se ubica después de las rejillas y de los
desarenadores y consiste en tanques pequeños de flotación donde la grasa
sale a la superficie, y es retenida mientras el agua aclarada sale por una
descarga inferior. No lleva partes mecánicas y el diseño es parecido al de un
tanque séptico. Recibe nombres específicos según al tipo de material flotante
que vaya a removerse.
1. Domiciliar: Normalmente recibe residuos de cocinas y está situada en la
propia instalación del alcantarillado.
2. Colectiva: Son unidades de gran tamaño y pueden atender conjuntos de
residencias e industrias.
3. En Sedimentadores: Son unidades adaptadas en los sedimentadores
(primarios en general), las cuales permiten recoger el material flotante en
dispositivos
convenientemente
proyectados,
para
encaminarlo
posteriormente a las unidades de tratamiento de lodos.
Las trampas de grasas son unidades que brindan un pretratamiento especifico a
las aguas residuales, es decir que luego de que el agua residual ha pasado por
las rejillas y los desarenadores, solamente queda por eliminar las grasas y
aceites provenientes de los regaderos de viviendas o instituciones públicas o
privadas. Las trampas de grasas pueden ser diseñadas con secciones
179
rectangulares, circulares o cuadradas; siempre y cuando se tomen en cuenta
las consideraciones respectivas para su dimensionamiento.
También los sedimentadores primarios pueden usarse como sistemas de
remoción de grasas, en dicho caso debe asegurarse que exista la capacidad de
almacenamiento y los dispositivos mecánicos que permitan la evacuación del
sobrenadante de forma segura y oportuna para evitar interferencias en los
procesos posteriores y generación de malos olores por acumulación
prolongada. En caso de considerarse necesario la utilización de trampas de
grasa.
Figura 5.1.3.1 Esquema General de Trampa de Grasa.
180
Funcionamiento de las trampas de grasas
La principal función de esta unidad es la eliminación de los desechos grasos
que poseen un peso específico menor que el agua, dando lugar a flotación.
La grasa se separa en la superficie y se retira mediante un vertedero ajustable,
luego de que se haya acumulado, enfriado y solidificado, para luego ser
enterrada. Con esto aseguraremos que las líneas de interconexión de las
unidades de tratamiento, no sean atascadas por la acumulación de la grasa,
después se hace pasar el agua residual en las siguientes unidades de
tratamiento para su depuración respectiva.
Capacidad y Eficiencia de las trampas de grasas y aceites
En la determinación de la capacidad de este elemento se considerara, en
general, el doble de la cantidad de líquidos que entra durante la hora de
máximo gasto del afluente. La dotación para pequeñas instalaciones debe ser
de 9.5 litros por persona y en ningún momento menor de 120 litros en total.
Si basamos el tamaño de la trampa de grasas en apreciaciones de eficiencia y
de la capacidad de conducción, estas dependen del número y tipo de fregadero
o accesorios que descargan en la trampa de grasa, las cuales deben ser
calificada de acuerdo a su capacidad de acumulación de grasas, que no es más
que la cantidad de grasa en libras que dicha trampa puede conectar antes que
la eficiencia promedio baje de 90%.
181
Se considera comúnmente que la capacidad de retención de grasas, en peso,
debe ser, cuando menos, del doble de la velocidad del gasto de galones por
minuto (un galón = 3.785 litros por minuto). Es decir, una trampa con un gasto
nominal de 20 galones por minuto (75.7 litros por minuto), debe retener cuando
menos el 90% de la grasa que se le descarga, hasta que contenga, cuando
menos, 40 libras (18.1 kg) de grasa. Las capacidades mínimas del gasto de
trampas conectadas a diferentes tipos de accesorios aparecen en la siguiente
tabla.
Tipo de afluente
Cocina de restaurante
Habitación sencilla
Habitación doble
Dos habitaciones sencillas
Dos habitaciones dobles
Lavaplatos para
restaurantes
Volumen de agua mayor de
115 litros
Volumen de agua mayor de
190 litros
Volumen entre190 y 378
litros
Caudal
(L/min)
56
72
92
92
128
-
Capacidad de retención de
grasa (kg)
14
18
23
23
32
-
Capacidad máxima
recomendada (L)
190
190
240
240
330
-
56
14
115
92
23
240
144
36
378
Tabla 5.1.3.1. Capacidades de retención de grasa
Parámetros de diseño de trampas de grasa
Los parámetros de diseño de esta unidad de tratamiento solamente se verán
reflejados por la norma colombiana, debido a que las normas Mexicana y
Boliviana no consideran esta unidad de pretratamiento en sus contenidos.
182
Aspectos de importancia sobre trampas de grasa y aceite considerados en La
Norma Colombiana
Según esta norma, las trampas de grasas son tanques pequeños de flotación
donde la grasa sale a la superficie, y es retenida mientras el agua aclarada sale
por una descarga inferior. No lleva partes mecánicas y el diseño es parecido al
de un tanque séptico. Recibe nombres específicos según al tipo de material
flotante que vaya a removerse.
La capacidad mínima permisible debe ser cerca de 473 litros para pequeñas
instalaciones
que
atiendan
hasta
50
personas,
con
capacidades
proporcionalmente más grandes para poblaciones mayores.
Requisitos mínimos de diseño
Las consideraciones más importantes para el diseño de trampas de grasa son:
1. La capacidad de la trampa.
2. Que los medios para asegurar que tanto la entrada como la salida estén
adecuadamente entrampadas.
3. La facilidad y conveniencia con que las trampas puedan ser limpiadas y
la grasa acumulada eliminada.
4. Inaccesibilidad de las trampas a los insectos y animales rastreros.
183
5. La distancia entre la entrada y la salida, que debe ser suficiente para
permitir la separación diferencial por gravedad de la grasa, de tal forma
que no escape a través de la salida.
Los accesorios de control del flujo deben instalarse en el lado de la entrada de
trampas pequeñas para protegerlas de sobrecargas u oleajes repentinos del
fregadero o de otros accesorios. No es necesaria la ventilación en grandes
trampas exteriores, donde el efecto de sifón del contenido puede prevenirse
proporcionando salidas de buen tamaño.
Cuando es muy importante la eliminación eficiente de grasas, se emplea una
trampa mejorada de dos cámaras, la cual posee una cámara primaria (o
separador de grasas) y una secundaria (o de almacenamiento de grasas)
colocando la trampa lo más cercana posible a la fuente de desechos.
Localización de las trampas de grasas y aceites
Deben ser ubicados lo más cerca posible de la fuente de agua residual
(generalmente la cocina) y aguas arriba del tanque séptico, sedimentador
primario o de cualquier otra unidad que requiera este dispositivo para prevenir
problemas de obstrucción, adherencia a piezas especiales, acumulación en las
unidades de tratamiento y malos olores. Debe tenerse en cuenta, que
independientemente de su localización, deben existir condiciones favorables
184
para la retención y remoción de las grasas. En lugares sombreados, para
mantener bajas temperaturas en sus interiores, se recomienda incluir en ellos
una tapadera que permita realizar su limpieza rutinaria fácilmente, con los
propósitos de impedir que se produzca una acumulación de la misma en los
interiores de la unidad
Parámetros de diseño
El diseño debe realizarse de acuerdo con las características propias y el caudal
del agua residual a tratar, teniendo en cuenta que la capacidad de
almacenamiento mínimo expresada en kg. de grasa debe ser de por lo menos
una cuarta parte del caudal de diseño (caudal máximo horario) expresado en
litros por minuto.
El tanque debe tener 0.25 m2 de área por cada litro por segundo, una relación
ancho/longitud de 1:4 hasta1:8 y una velocidad ascendente mínima de 4mm/s.
En las tablas 5.1.3.2 y 5.1.3.3 se pueden ver los caudales y capacidades de
retención y los tiempos de retención hidráulica típicos que se deben usar para
trampas de grasa respectivamente.
Entradas y salidas
Deben colocarse elementos controladores de flujo en las entradas para
protección contra sobrecargas o alimentaciones repentinas. El diámetro de la
185
entrada debe ser cómo mínimo de 50 mm y el de la salida de por lo menos 100
mm. El extremo final del tubo de entrada debe tener una sumergencia de por lo
menos 150 mm. El tubo de salida que haga la recolección debe localizarse por
lo menos a 150 mm del fondo del tanque y con una sumergencia de por lo
menos 0.9m.
Tiempo de retención (minutos)
3
4
5
Caudal de entrada (L/s)
2-9
10 – 19
20 o más
Tabla 5.1.3.2. Tiempos de retención hidráulicos
Las Trampas de Grasas en general solo son empleadas:
• Cuando hay desechos industriales conteniendo grandes cantidades de
aceites y grasas.
• Previo al lanzamiento submarino de aguas residuales.
Los líquidos, pastas y demás cuerpos no miscibles con el agua, pero que tienen
un peso específico menor y que por lo tanto tienen tendencia a flotar en su
superficie, pueden ser retenidos en dispositivos muy simples, denominados
trampas de grasas, estos deben propiciar una permanencia tranquila del agua
residual durante el tiempo suficiente para que una partícula a ser removida
pueda recorrer la trayectoria entre el fondo y la superficie.
186
Según las regulaciones suizas para el diseño de trampas de grasas y aceites
con partículas de diámetro menor ó igual a 0.25 mm, se pueden tomar los
valores de la tabla 5.1.3.3 como base para el dimensionamiento.
Densidad de los aceites y
3
grasas, (kg/dm )
Velocidad de ascenso Va,
(m/h).
Área de la superficie de los
separadores de aceites y
2
grasas para Q= 1lt/s, M
0,75
0,80
0,85
0,90
22,50
18,00
13.50
9,00
0,16
0,20
0,27
0,40
Tabla.5.1.3.3. Normas suizas para el dimensionamiento de separadores de aceites y
grasas
PROCESO DE DISEÑO DE TRAMPA DE GRASAS Y ACEITES
PARÁMETROS DE DISEÑO
• Tiempo de retención
3 min. ----------------- hasta 10 L /seg.
4 min. ----------------- 10 – 20 L /seg.
5 min. ----------------- más de 20 L / seg.
• Relación entre Largo y Ancho
Recomendado →1.0 : 1.8
• Tasa de aplicación:
4 L / s / m2 ≡ 0.25 m2 por cada L/s
187
40 L por cada L/s
La salida de la trampa de grasas debe tener una cubierta contra malos olores
de 60 mm. de espesor, pero no debe haber ninguna en la parte lateral de la
entrada de agua.
El caudal de diseño es: Qmax (L/s ó m3/seg)
Con un Tiempo de retención adecuado (según tablas de diseño de normas)
• Área Superficial:
Con relación de:
1 L/ seg.→ L/ seg.
Área superficial = Tasa de aplicación*Qmax (m2)
• Dimensionamiento Superficial de La Trampa De Grasas
Tenemos que:
Área Superficial = Tasa de Aplicación*Qmáxhorario
Largo de la trampa = L = A sup erficial × r
Ancho de la Trampa de grasas = a =
L
r
Luego:
Área Superficial = Relación Largo-Ancho (r) (Recomendada)
Tasa aplicación*Qmax = Relación Largo Ancho
188
• Cálculo del Volumen acumulado:
Se selecciona el tiempo de retención “TR” y se sustituye en la ecuación
siguiente en segundos:
Q = V / t → Despejando para V = Q * TR
V = Qmáx (m3 / seg.) *TR (seg.)
Luego para el fondo de la trampa de grasas tenemos la siguiente relación:
Figura 5.1.3.2. Esquema del Tanque Recolector
• Cálculo de las dimensiones laterales de la trampa:
Relación del Volumen con respecto al área lateral y el ancho
V = Alateral × a
Alateral =
( h + 2 h) × L
2
Luego tenemos.
V=
(h + 2h) × Lxa 3h × Lxa
2 xV
⎯
⎯→ h =
=
2
2
3xLxa
Finalmente se determina la altura de la cámara de sedimentación y se obtienen
las siguientes dimensiones:
189
h=
2 ×V
3× L × a
Operación y mantenimiento
Las trampas de grasa deben operarse y limpiarse regularmente para prevenir el
escape de cantidades apreciables de grasa y la generación de malos olores. La
frecuencia de limpieza debe determinarse con base en la observación.
Generalmente, la limpieza debe hacerse cada vez que se alcance el 75% de la
capacidad de retención de grasa como mínimo. Para restaurantes, la frecuencia
de limpieza varía desde una vez cada semana hasta una vez cada dos o tres
meses. Estas unidades deben ser dotadas de las siguientes características:
1. Capacidad suficiente de acumulación de grasa entre cada operación de
limpieza.
2. Condiciones de turbulencia mínima suficiente para permitir la flotación del
material.
3. Dispositivos de entrada y salida convenientemente proyectados para permitir
una circulación normal del afluente y el efluente.
4. Distancia entre los dispositivos de entrada y salida, suficiente para retener la
grasa y evitar que este material sea arrastrado con el efluente.
5. Debe evitarse el contacto con insectos, roedores, etc.
190
A continuación se presenta un resumen de los parámetros recomendados por la
norma Colombiana ya que las otras no contienen recomendaciones para dicha
unidad de tratamiento
Parámetro
Capacidad mínima admisible (hasta
50 personas)
Numero de cámaras
Capacidad de almacenamiento
Área del tanque por cada
litro/segundo
Relación ancho/longitud
Caudal de diseño
Velocidad ascendente mínima
Diámetro de la entrada
Diámetro de la salida
Sumergencia del extremo final del
tubo de entrada
Ubicación tubo de salida
Sumergencia del tubo de salida
Unidad
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
Litros
-
473
-
c/u
Kg.
-
2
Qmaxhor/4
-
2
-
0.25
-
m³/día
mm/s
mm
mm
-
1:4-1:8
Qmaxhor
4
50
100
-
mm
-
150
-
mm
m
-
150 del tanque
0.9
-
m
Tabla 5.1.3.4. Resumen de parámetros recomendados por las normas
191
5.2.
TRATAMIENTO PRIMARIO
5.2.1 GUIA PARA EL DISEÑO DE SEDIMENTADORES PRIMARIOS
Descripción de los sedimentadores
La finalidad del tratamiento por sedimentación es eliminar los sólidos fácilmente
sedimentables y el material flotante del agua residual y, por lo tanto, reducir el
contenido de sólidos en suspensión del agua. Una importante proporción de
sólidos sedimentan cuando el líquido está en reposo o escurre a una velocidad
relativamente baja. Los lodos retirados del estanque de sedimentación se
vacían o inyectan al estanque de digestión.
Los tanques de sedimentación pueden proporcionar el principal grado de
tratamiento del agua residual, o se pueden emplear como paso previo al
tratamiento posterior. Cuando se utilizan como único medio de tratamiento,
estos tanques sirven para la eliminación de: (1) sólidos sedimentables capaces
de formar depósitos de fango en las aguas receptoras; (2) aceite libre, grasas, y
otras materias flotantes, y (3) parte de la carga orgánica vertida a las aguas
receptoras. Cuando los tanques de sedimentación se emplean como paso
previo de tratamientos biológicos, su función es la reducción de la carga
afluente a las unidades de tratamiento biológico. Los tanques de sedimentación
bien dimensionados y explotados con eficiencia eliminan entre el 50 y el 70 %
de los sólidos suspendidos y entre el 25 y el 40 % de la DBO5.
Los tanques de sedimentación pueden clasificarse según el propósito
(sedimentación primaria ó secundaria), método de limpieza (manual, mecánico,
192
presión hidrostática), forma (rectangular ó circular), según su carga superficial
(flujo horizontal, vertical, radial y longitudinal), etc.
Clasificación de sedimentadores según su propósito
Tanques de sedimentación primaria
Tanques de sedimentación secundaria
Clasificación de sedimentadores según su método de limpieza
Según el sistema de limpieza, los tanques se subdividen en los siguientes tipos:
a. Tanques de limpieza manual: Generalmente son rectangulares, con
pendiente de 1 a 2%.en el fondo del tanque Se permite la acumulación
de lodos hasta el momento que se nota desprendimiento de gases.
b. Tanques de remoción de lodos por presión hidrostática: Son estanques
con fondo en forma de tolva con pendientes que varían de 1.2: 1 a 2: 1,
lo cual permite extraer los lodos diariamente por presión hidrostática sin
necesidad de vaciar el estanque.
c. Tanques de limpieza mecánica: La limpieza se efectúa con raspadores
unidos a brazos rotatorios, cadenas sin fin o a puentes giratorios que se
mueven a una velocidad baja determinada.
d. Tanques de limpieza por sistema de tubería móvil: Estos estanques son
similares a los descritos anteriormente, pero en lugar de raspadores
disponen de tubos perforados que succionan los lodos.
193
Clasificación de sedimentadores según su forma
Los tanques sedimentadores pueden tener forma: (a) rectangular o (b) circular.
En el Salvador, comúnmente, se usan los tanques sedimentadores circulares. A
continuación se describen individualmente los tanques rectangulares y
circulares.
Tanques rectangulares. En el Salvador, el uso de tanques de sedimentación
rectangulares no es muy usual, como ya se menciono, los más usados son los
tanques de sedimentación circular. En la siguiente figura se muestra el
esquema general de un tanque de sedimentación rectangular.
Vertedero de
Rebose
Zona de
Entrada
A
A
PLANTA DE TANQUE SEDIMENTADOR RECTANGULAR
Zona de
salida
Zona de
Entrada
Orificios
S=5%
Concentrador de lodos
CORTE A-A SEDIMENTADOR RECTANGULAR
Figura 5.2.1.1 Esquema general de un tanque de sedimentación rectangular de flujo
longitudinal
Los tanques de sedimentación rectangulares, pueden incorporar sistemas de
rascado de fangos, con rascadores accionados por cadenas o con puentes de
194
traslación. Son varios los fabricantes que suministran equipos de recogida de
fangos para decantadores de este tipo, y suelen consistir en una doble cadena
cerrada que puede ser de aleación de acero, metálica o termoplástica. En la
figura 5.2.1.2 se muestran tanques rectangulares con este tipo de cadenas:
Motor
Canal de agua sedimentada
A
Motor
SEDIMENTADOR
Concentrador de lodos
Extración
de lodos
A
CADENA BARRE LODOS SIN DESNATADOR EN TANQUE RECTANGULAR
Ruedas
Motor
A
H2O
Extracción
de lodos
Cadena
Canal de agua sedimentada
SECCION A-A
SEDIMENTADOR
Concentración
de Lodos
A
Cadena
CADENA BARRELODOS CON DESNATADOR EN TANQUE RECTANGULAR
Figura 5.2.1.2. Esquemas de sistemas de cadenas para la remoción mecánica de
lodos en tanque de sedimentación rectangular
Sujetos a las cadenas, a intervalos regulares de aproximadamente 3 m, se
colocan tablones de madera o de fibra de vidrio, que se extienden por toda la
anchura del tanque. Para ver con mayor detalle lo anteriormente escrito, se
puede observar la figura 5.2.1.3, donde se representa este sistema.
195
Figura 5.2.1.3. Detalles del sistema de barrido de lodos por cadenas en un tanque
rectangular
En el caso de plantas pequeñas, los sólidos que sedimentan en el tanque se
arrastran a unos cuencos de recogida del fango, mientras que en las plantas
grandes, se arrastran a unos canales de fondo transversales. Estos canales
transversales están equipados con sistemas de recolección (colectores
transversales), de cadena y rascadores de tornillo, que conducen el fango a uno
o más cuencos de fango.
En los tanques rectangulares, la extracción del fango también se puede llevar a
cabo empleando mecanismos tipo puente de traslación que se desplazan
longitudinalmente, alternando el sentido del movimiento, mediante ruedas de
goma o sobre ríeles dispuestos en los muros laterales, y de los que cuelgan una
196
o más rasquetas de fango. Algunos de los puentes están diseñados de tal
manera que es posible elevar las rasquetas por encima del nivel del fango en el
recorrido de vuelta a la posición inicial. En la figura 5.2.1.4 se muestra este tipo
de sistema.
Puente
Puente
A
Tracción
Canal de agua sedimentada
Sedimentador
Zapatas
Zapatas
Extracción
de lodos
Concentración
de Lodos
A
SECCION A-A
PUENTE CORREDIZO CON ZAPATAS BARRE LODOS EN TANQUES RECTANGULARES
Figura 5.2.1.4. Mecanismo tipo puente de traslación para la remoción mecánica de
lodos en tanque de sedimentación rectangular.
En los tanques rectangulares, la distribución del flujo a la entrada del tanque es
un factor crítico. Las posibilidades de diseño de la entrada de agua al tanque
incluyen: (1) canales que ocupan toda la anchura del tanque, con vertederos de
entrada; (2) canales de entrada con orificios de entrada sumergidos, o (3)
canales de entrada con compuertas grandes y deflectores. Los vertederos de
entrada, a pesar de que son efectivos en cuanto a la distribución del flujo en
toda la anchura del canal, introducen una componente vertical de la velocidad
en los cuencos de recogida de fangos que puede resuspender las partículas de
fango. Los orificios de entrada pueden conseguir una buena distribución del
197
flujo en el ancho del tanque si se mantienen las velocidades dentro del intervalo
entre 3 y 9 m/min. Los deflectores de entrada son eficaces en la reducción de
las altas velocidades iniciales, y distribuyen el flujo a lo largo de la mayor
sección transversal posible. En los casos en los que se emplean deflectores
que cubren toda la anchura del canal, deberán extenderse desde 150 mm por
debajo de la superficie hasta 300 mm por debajo de la abertura de entrada.
Las espumas se suelen recoger en el extremo de salida de los tanques
rectangulares por medio de los rascadores que hacen su camino de retorno por
la superficie del líquido. La espuma se arrastra mediante los rascadores hasta
un punto en el que se retiene por medio de unos deflectores para su extracción.
La espuma también se puede arrastrar mediante el rociado con agua a presión,
y la extracción de la espuma se puede realizar arrastrándola manualmente
hasta una rampa inclinada o por medio de dispositivos mecánicos o hidráulicos.
Para instalaciones pequeñas, el sistema de recogida de espumas más común
consiste en una tubería horizontal dotada de ranuras que se puede hacer rotar
mediante una manivela o un tornillo. Excepto en el momento de recogida de las
espumas, las aberturas se hallan por encima del nivel normal del agua en el
tanque. En el momento de extraer las espumas, se gira la tubería de modo que
se sumerjan las aberturas justo por debajo del nivel del agua, permitiendo que
las espumas acumuladas fluyan al interior de la tubería. El uso de esta clase de
equipos da como resultado un volumen relativamente grande de líquido con las
espumas.
198
Otro método de extracción de espumas por medios mecánicos consiste en un
barredor helicoidal transversal acoplado a un eje. Este equipo permite arrastrar
la espuma de la superficie del agua por encima de una corta rampa inclinada
para su descarga a un colector de espumas transversal, a continuación, la
espuma se hace circular por medio de un chorro de agua a un eyector de
espumas o a una cámara dotada de una bomba de espumas. Otro sistema
consiste en un colector del tipo de cadenas con rascadores que recoge la
espuma en un lado del tanque y la arrastra a través de un pequeño plano
inclinado hasta unas tolvas, desde las que se puede bombear a las unidades de
evacuación. La espuma también se puede recoger con rasquetas superficiales
en los tanques rectangulares dotados con equipos de puente de traslación. En
las instalaciones en las que se recoge una apreciable cantidad de espuma, las
cámaras de recogida de espumas suelen estar equipadas con equipos de
mezclado que generen una mezcla homogénea antes del bombeo. Las
espumas se suelen eliminar junto con los fangos producidos en la planta; no
obstante, en muchas plantas, las espumas se eliminan por separado.
Los tanques rectangulares múltiples exigen menos espacio que los circulares,
razón por la cual se emplean en zonas en las que la disponibilidad de terreno
constituye una limitante. Los tanques rectangulares se prestan a ser construidos
adyacentes a los tanques de preaireación y de aireación en las plantas de lodos
activados, permitiendo el aprovechamiento de paredes comunes y reduciendo
199
los costes de construcción. También se adopta esta solución, de forma
generalizada, en los casos en los que es necesario cubrir o cerrar los tanques.
Tanques Circulares de flujo radial. A continuación, en la figura 5.2.1.5, se
muestra el esquema general de un tanque de sedimentación circular.
3
5
7
8
6
10
9
A
A
10
3
1
2
4
SECCION A-A SEDIMENTADOR CIRCULAR
1. TUBERIA DISTRIBUIDORA METALICA
6. POZO PARA LODO SUPERFICIAL
2. CANAL PARA EL AGUA CLARIFICADA
7. TUBERIA DE RECOLECCION DEL LODO SUPERFICIAL
3. POZO DE ENTRADA PARA LAS AGUAS RESIDUALES
8. TUBERIA DE AGUAS RESIDUALES
4. TUBERIA PARA AGUAS RESIDUALES
9. TUBERIA DE DESCARGA DE LODOS
5. POZO DE LODOS
10. SALIDA PARA EL AGUA CLARIFICADA
Figura 5.2.1.5. Esquema general de tanques de sedimentación circulares
200
En los tanques circulares, el sistema de flujo es radial (a diferencia del flujo
horizontal que se daba en los tanques rectangulares). Para conseguir este
sistema de flujo radial, el agua residual a decantar se introduce por el centro o
bien por la periferia del tanque, tal como muestra las Figuras 5.2.1.6 y 5.2.1.7.
Figura 5.2.1.6.Tanques circulares de decantación primaria: de alimentación central (de
infilco Degremont)
Figura 5.2.1.7. Tanques circulares de decantación primaria: de alimentación periférica (de
Ecodyne y cloe-Yeomans)
Ambas configuraciones de flujo han proporcionado, por lo general, resultados
satisfactorios, a pesar de que el sistema más comúnmente empleado es el de
201
introducir el agua por el centro. En las unidades de alimentación periférica, se
han producido algunos problemas con la distribución del flujo y la eliminación de
espumas.
En el diseño de alimentación central (Fig. 5.2.1.6), el agua residual se
transporta hacia el centro del tanque mediante una tubería suspendida del
puente o embebida en hormigón por debajo de la solera. En la zona central, el
agua residual pasa por una campana circular diseñada para distribuir el flujo
uniformemente en todas direcciones. La campana central tiene un diámetro que
suele variar entre el 15 y el 20 % del diámetro total del tanque, con una
profundidad que varía entre 1 y 2.5 m. El puente rascador gira lentamente y
puede tener dos o cuatro brazos equipados con rascadores de fondo. Los
puentes también incluyen unos rascadores superficiales para la eliminación de
espumas.
En el diseño de alimentación perimetral (Fig. 5.2.1.7), existe un deflector circular
suspendido a corta distancia del muro del tanque, formando un espacio anular
en el que se descarga el agua residual en dirección tangencial. El agua residual
circula en espiral alrededor del tanque y por debajo del deflector, mientras el
líquido decantado se recoge por medio de unos vertederos colocados a ambos
lados de un canal situado en la parte central. La grasa y la espuma quedan
retenidas en la superficie del espacio anular.
En los tanques circulares de 3.6 a 9 m de diámetro, el equipo de extracción de
fango está soportado por medio de vigas apoyadas en las paredes laterales.
202
Los tanques de diámetro superior a 10.5 m utilizan un pilar central que soporta
el puente rascador y que es accesible por medio de una pasarela. La solera del
tanque tiene forma de cono invertido, con una pendiente aproximada de 1/12, y
el fango se arrastra a un cuenco relativamente pequeño situado junto a la zona
central del tanque.
Clasificación de tanques de sedimentación según su Carga Superficial
Los sedimentadores según su carga superficial pueden clasificarse en dos
tipos: de baja velocidad de separación y de alta velocidad de separación. Los
primeros pueden ser de flujo horizontal y de flujo vertical o manto de lodos. Los
segundos pueden ser de pantallas o celdas. En la tabla 5.2.1.1 se presenta
información específica para cada uno de ellos.
Velocidad del flujo
Baja
Alta
Clase
Horizontal
Vertical
Pantallas
Celdas
Cargas superficiales m3/m2/día
15-30
30-60
60-180
Tabla 5.2.1.1. Clasificación de Sedimentadores según su carga superficial
Sedimentadores de flujo horizontal: La sedimentación con flujo horizontal se
hace en tanques rectangulares y circulares, en los cuales la masa liquida se
traslada de un punto a otro con una velocidad vo, mientras que las partículas
caen con una velocidad vsc.
203
Sedimentadores de flujo vertical y manto de lodos: Ya desde 1869, Sillar y
Wigner habían observado que el lodo recientemente coagulado al ser agregado
a un agua turbia, tiene el poder de hacer precipitar las partículas en suspensión.
La primera aplicación de este descubrimiento, cuya explicación racional se
desconocía, fue hecha por Muelle-Nohnsen, en 1880, en un tanque de
sedimentación que construyo en Dortmund, en la zona del Rhim, en Alemania.
Este tipo de unidad, que vino a ser bastante usada, y que nunca fue patentada,
se conoció con el nombre de tanque Dortmund.
El tanque Dortmund esencialmente consiste en una estructura de fondo cónico,
al cual entra el agua cruda por la parte inferior y asciende atravesando un
manto de partículas en suspensión, hasta llegar a las canaletas superiores en
las que se recoge el agua sedimentada. Este tipo de unidad fue de uso común
en Europa, hasta principio de siglo (1910). Posteriormente los fabricantes
empezaron a obtener patentes para una gran variedad de sedimentadores de
mantos de lodos, que no son sino modificaciones de los diseños básicos de los
tanques Dortmund iniciales.
En la figura 5.2.1.8 se muestra un esquema general de un tanque Dortmund.
204
Bomba de lodos
Flujo
Figura 5.2.1.8 Esquema General de un Tanque Dortmund
El Uso de los tanques Dortmund vino a generalizarse en las Américas,
solamente después de la última guerra mundial, cuando las compañías
fabricantes de equipos, se hicieron fuertes e impulsaron la venta de este tipo de
unidades, no solo para la industria, sino también para las plantas de tratamiento
municipales.
En Europa, los sedimentadores de flujo vertical han sido siempre preferidos y
son hoy en día los que se usan más comúnmente, debido a que talvez las
plantas de tratamiento son diseñadas por los vendedores de equipos y no por
firmas consultoras independientes.
205
Este tipo de sedimentadores pueden trabajar con cargas superficiales de 30
m3/m2/día a 120 m3/m2/día. La mayoría de los equipos patentados suelen
diseñarse con 60m3/m2/día. El tiempo de retención de este tipo de unidades,
suele estar entre 1.0 y 1.5 horas.
La concentración de sólidos en el manto varía entre el 10% y 20% del volumen.
La profundidad de la colcha es diferente según el tipo de unidad, y suele ser de
1 a 3m. Cuanto mayor sea la altura del manto, mayor será la remoción de
turbiedad.
Descripción de las zonas de un sedimentador.
De manera general, en un sedimentador se pueden considerar cuatro zonas,
las cuales son: (a) la de entrada (b) la de sedimentación (c) la de salida (d) la de
lodos. En la figura 5.2.1.9 se indican las zonas mencionadas.
A
Vo
V's
ZONA DE SALIDA
ZONA DE ENTRADA
ZONA DE SEDIMENTACION
Vo
Vsc
Vo
Zona de Lodos
V's
D
B
Figura 5.2.1.9. Esquema general de las Zonas de un sedimentador
206
Zona de entrada
Los propósitos de la estructura de entrada se resumen en lo siguiente:
9 Distribuir el afluente tan uniformemente como sea posible en toda el área
transversal del sedimentador.
9 Evitar chorros de agua que puedan provocar movimientos rotacionales de la
masa liquida u otras corrientes cinéticas.
9 Disipar la energía que trae el agua.
9 Evitar altas velocidades que puedan perturbar los sedimentos del fondo.
Debe tenerse en cuenta que la energía cinética de los chorros de agua
producidos por pequeños orificios sumergidos, no se disipa tan fácilmente como
podría pensarse. Ensayos experimentales han demostrado que a una distancia
de 10 diámetros aguas abajo del orificio, la velocidad del chorro disminuye
solamente un 40% y a 100 diámetros, un 94%.
Esto significa que en un orificio de 10cm de diámetro que introduzca agua a un
sedimentador con una velocidad de 30 cm/seg, producirá disturbios hasta
0.1x100=10m de distancia dentro del tanque, donde la velocidad se reduciría a
1.8 cm/seg, todavía mayor que la velocidad horizontal promedio vo del
sedimentador que suele ser menor de 1.0 cm/seg. Es pues conveniente que las
velocidades de entrada no sean, en lo posible mayores que 15cm/seg.
Por otra parte, si las velocidades en los orificios de entrada son muy bajas, la
distribución del flujo no es uniforme.
207
Camp considera que aún en los mejores diseños, las turbulencias de entrada y
de salida se extienden a una distancia por lo menos igual a la profundidad del
tanque.
En un tanque rectangular, la ubicación de la pantalla difusora, en la zona de
entrada debe ser entre 0.7 a 1.00 m de distancia de la pared de entrada. Tal
como se indica en la figura 5.2.1.10
Zona de
Entrada
0.70 a 1.00 m
H/4 o H/5
Orificios
H
H/4 o H/5
Concentrador de lodos
Figura 5.2.1.10. Ubicación de la pantalla difusora en un tanque de sedimentación
rectangular.
Los orificios más altos de la pared difusora deben estar a 1/5 o 1/6 de la altura
(H) a partir de la superficie del agua y los más bajos entre 1/4 ó 1/5 de la altura
(H) a partir de la superficie del fondo.
208
ø
15º
Detalle de orificios
Aboquillados
15º
0.30 m
H/5
H
H/5
0.10m
Figura 5.2.1.11. Elevación de pantalla difusora en un tanque de sedimentación
Zona de sedimentación:
Dada la complejidad del problema del modelo de sedimentación, Hazen (1904),
y luego Camp (1946), introdujeron el concepto de tanque ideal. Camp lo define
como "el decantador hipotético en el cual la sedimentación se realiza
exactamente en la misma manera que en un recipiente de igual profundidad
que contenga un liquido en reposo". Por definición, el tiempo en el cual la
partícula crítica llega al fondo es igual al tiempo teórico de detención to.
Lo anterior se refleja en la siguiente relación:
209
V
t =
o Q
Donde:
to:
V:
Q:
Tiempo teórico de detención
Volumen del decantador
Caudal de diseño
Como el volumen es igual al área superficial A por la profundidad h del tanque,
se tiene:
Ah
h
h
t =
=
=
o
Q v
Q
sc
A
v
sc
=
h
h
Q
=
= = Carga superficial
Ah A
t
o
Q
Esto demuestra, en palabras de Hazen, que "la proporción de sedimento
removido es función del área del decantador" y "de la cantidad del agua tratada
en la unidad de tiempo, y es completamente independiente de la profundidad
del sedimentador". Esta conclusión permaneció inalterada por cerca de 60
años, pero no es cierta, ya que la validez de esta depende de la siguiente
hipótesis que se sabe es errónea: "que el tanque real" actúa como un
"sedimentador real". Si todos los sólidos del agua residual fueran partículas
discretas de tamaño, densidad, peso específico y forma relativamente
uniformes, la eficiencia de eliminación de dichos sólidos dependería del área
superficial del tanque y del tiempo de detención. En esta situación, suponiendo
que las velocidades de circulación horizontales se mantengan por debajo de las
210
de arrastre, la profundidad del tanque no tendría importancia. Sin embargo, los
sólidos de la mayoría de las aguas residuales no se ajustan a estas
características regulares, sino que son de naturaleza heterogénea, y las
condiciones en las que se hallan presentes varían desde la dispersión total
hasta la floculación completa.
Por lo tanto, más correcto sería afirmar que el asentamiento de partículas
discretas en un decantador de flujo continuo, el área superficial A y la carga
superficial Q/A, son parámetros más importantes que la profundidad y el
período de detención.
De lo anterior se puede concluir que el estudio de la eficiencia de un decantador
solo se puede hacer en forma práctica o con modelos, estudiando el
comportamiento de las masas de agua por medio de trazadores u otros
sistemas apropiados.
Zona de lodos
Los lodos se depositan en el fondo del sedimentador de manera desuniforme.
Entre el 60% y el 90% queda almacenado al inicio del mismo, en el primer tercio
de su longitud.
Respecto a la zona de lodos, hay dos aspectos que se deben tener en
consideración los cuales son:
211
•
La velocidad del agua en el fondo
•
La forma de remoción de los lodos
Si la velocidad del agua en el fondo del sedimentador es muy grande, las
particular asentadas pueden ser resuspendidas en el flujo y acarreadas en el
efluente. Por otra parte, la remoción de los sedimentos puede hacerse en forma
continua o en forma intermitente. Cuando se hace en forma continua se utilizan
cadenas barredoras de lodos, las que van empujando a estos lentamente por
medio de zapatas a un concentrador, donde se extraen por gravedad
periódicamente.
Cuando se remueven en forma intermitente, hay que vaciar el tanque cada
cierto tiempo y extraerle los sedimentos manualmente. Para facilitar esta
operación debe dejarse alrededor del tanque llaves de manguera, para poder
lanzar agua a presión a los fangos del fondo.
La amplitud que se deje en la zona de fangos depende del volumen que se
obtenga de ellos y del tiempo y la forma como se haga la remoción.
Si se usan equipos barrelodos (que pueden ser cadenas o puentes), el volumen
almacenado es relativamente pequeño y la profundidad del tanque puede
hacerse menor.
En cambio, cuando no se usan estos equipos, debe dejarse una mayor
profundidad para que la remoción no tenga que hacerse con demasiada
frecuencia sino cada dos o tres meses, previendo un espacio en el tanque para
212
la acumulación de lodo, ya que cuando se interrumpe el trabajo de un
decantador, se recargan las otras unidades.
Zona de salida
Constituida por un vertedero, canaletas o tubos con perforaciones que tienen la
finalidad de recolectar el efluente sin perturbar la sedimentación de las
partículas depositadas.
Factores que se deben considerar en el diseño de sedimentadores.
•
Carga Superficial
La carga superficial es la velocidad crítica mínima de sedimentación Q/A, que
se espera que en promedio tenga un cierto porcentaje (70-98%) de partículas
de la suspensión.
El efecto de la carga superficial y del tiempo de detención sobre la eliminación
de sólidos suspendidos varía ampliamente en función de las características del
agua residual, de la proporción de sólidos sedimentables, concentración de
sólidos, así como de otros factores. Es conveniente poner especial atención en
el hecho de que las cargas de superficie deben ser lo suficientemente reducidas
como para asegurar el rendimiento de las instalaciones en condiciones de
caudal punta, que puede variar entre tres veces el caudal medio para plantas
pequeñas y el doble del caudal medio para plantas de grandes dimensiones
Una vez se ha establecido la superficie del tanque, el tiempo de retención viene
gobernado por la profundidad del agua en el interior del tanque. Las cargas de
213
superficie que se usan en la actualidad proporcionan, en base a los caudales
medios, tiempos de retención nominales entre 2 y 2.5 horas. No obstante, como
los caudales que se adoptan en proyecto suelen tener en cuenta las previsiones
futuras, en los primeros años de explotación los tiempos de retención reales
pueden resultar algo mayores.
•
Período de retención y profundidad
El período de retención es el tiempo máximo que la partícula con la mínima
velocidad de sedimentación escogida, tarda en llegar hasta el fondo. Por tanto
es directamente dependiente de la profundidad del tanque. Cuanto menor sea
la profundidad, menor será el tiempo de detención necesario para recolectar
dicha partícula.
Normalmente, los tanques de sedimentación primaria se proyectan para
proporcionar un tiempo de retención entre 1.5 y 2.5 horas para el caudal medio
del agua residual. Los tanques que proporcionan tiempos de retención menores
(0.5 a 1.0 h), con menor eliminación de sólidos suspendidos, se usan en
ocasiones como tratamiento primario previo a las unidades de tratamiento
biológico.
En el proyecto de los tanques de sedimentación primaria, los efectos de la
temperatura no suelen requerir atención especial, sobretodo si se trata del
diseño de estas unidades en países como El Salvador, donde la temperatura no
214
sufre variaciones significativas y se mantiene alrededor de los 20°C , sin
embargo en zonas de climas fríos, los incrementos de la viscosidad del agua
producidos por las bajas temperaturas retardan la sedimentación de las
partículas en los sedimentadores y reducen los rendimientos de las
instalaciones para temperaturas inferiores a los 20°C. En la Figura 5.2.1.12 se
presenta una curva que muestra el incremento del tiempo de retención
necesario para igualar el tiempo de detención correspondiente a 20°C. Por
ejemplo, para un agua residual a 10°C, el tiempo de detención necesario para
igualar el rendimiento que se obtendría con el agua a 20°C sería 1.38 veces
superior. Por lo tanto, para conseguir rendimientos adecuados, en los casos en
los que se espera que el agua residual entre a bajas temperaturas es necesario
adoptar ciertos factores de seguridad en el proyecto de los sedimentadores.
FACTOR DE MULTIPLICACION DEL TIEMPO DE DETENCION
TEMPERETAURA, ºF
35
2.00
40
45
50
55
60
65
1.75
1.50
Factor Multiplicador
1.25
1.00
0.75
0
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13 14
15 16
17
18
19
20
TEMPERETAURA, ºC
Figura 5.2.1.12. Variación del tiempo de retención respecto a la temperatura en
sedimentadores primarios
215
Los sedimentadores horizontales no pueden construirse con profundidades muy
pequeñas, debido a los siguientes factores:
9 Que la velocidad de escurrimiento horizontal no puede hacerse muy alta.
9 Que existen interferencias que revuelven el sedimentador (corrientes
térmicas, de densidad, etc.).
9 Consideraciones estructurales y de operación.
Se ha encontrado en base a la experiencia, que las profundidades varían entre
3.0 y 5.0 m y, con mas frecuencia, entre 3.50 y 4.50 m.
•
Velocidad horizontal de escurrimiento y relación largo profundidad
Si Q es el flujo que entra al sedimentador, vsc es la velocidad crítica (carga
superficial), a es el ancho del tanque y vo es la velocidad horizontal, tomando la
nomenclatura anterior se tiene:
Q=v A
sc o
Q = v A , como A = aL
h
o v
A
v
= ah
L vo
=
h v
sc
Por tanto, la relación: Longitud L de la zona de sedimentación, sobre
profundidad h de la misma, dependerá de las velocidades vo sobre vsc que se
216
escojan. En otras palabras, a igualdad de carga superficial, la relación L/h
determinara la velocidad horizontal vo en el sedimentador.
Por ejemplo, si se quiere que en un sedimentador de 50m de longitud, la
velocidad horizontal no sobrepase de 0.60 cm. /seg cuando se trabaja con una
carga de 40 m3/m2/día, la relación L/h será de 12.5 (tomado de la figura
5.2.1.13) y, por tanto, la profundidad deberá ser 50/12.5=4m. A esto habrá que
añadirle lo necesario para almacenamiento de lodos, si se tratar de un
sedimentador donde no habrá remoción mecánica de lodos.
30
28
26
24
Vh
22
=
1.
0
cm
/s
eg
cm
/s
0.
eg
8
cm
/s
e
0.
g
7c
m/
se
g
0 .6
cm
/s e
g
0 .5
cm
/se
g
0.4
cm
/se
g
20
0.
9
18
L
h
16
14
12
10
8
0.3
cm/
seg
6
0.2 cm
/se
g
4
2
20
30
40
50
60
Carga superficial m³/m²/dia
Figura 5.2.1.13 Velocidad horizontal Vh para diferentes relaciones de longitudprofundidad ﴾L/h﴿ de la zona de sedimentación.
217
Suponiendo un Q=40,000 m3/día, el ancho sería de 20 m para la carga
superficial estipulada.
La velocidad también puede cambiarse escogiendo diferente relación de ancho
a largo. Por ejemplo, en el caso propuesto, si a=25m, y L=40m, vo = 40
m/día=0.464 cm. /seg. Al ir ampliando el ancho del tanque, para la misma carga
superficial, la misma profundidad y el mismo gasto, se va disminuyendo la
velocidad horizontal. En la práctica se usan relaciones que se encuentren en el
rango siguiente:
5 : 1 ≤ L/h ≤ 25 : 1
•
Velocidad de arrastre.
La velocidad de arrastre es importante en las operaciones de sedimentación.
Las fuerzas actuantes sobre las partículas sedimentadas son causadas por la
fricción del agua que fluye sobre las mismas. En los tanques de sedimentación,
las velocidades horizontales se deben mantener a niveles bajos, de modo que
las partículas no sean arrastradas desde el fondo del tanque. La velocidad
crítica viene dada por la siguiente ecuación, desarrollada por Camp a partir de
estudios realizados por Shields:
⎡ 8k ( s − 1) gd ⎤
VH = ⎢
⎥
f
⎣
⎦
1
2
Donde:
VH:
K:
s:
Velocidad horizontal mínima a la que se inicia el fenómeno de arrastre.
Constante que depende del tipo de material arrastrado.
Peso específico de las partículas.
218
g:
d:
f:
Aceleración de la gravedad.
Diámetro de las partículas.
factor de fricción de Darcy-Weisbach.
Los valores típicos de k son 0.04 para arena unigranular, y 0.06 para materia
más agregada. El término f (factor de fricción de Darcy Weisbach) depende de
las características de la superficie sobre la que tiene lugar el flujo y del número
de Reynolds. Los valores típicos de f están entre 0.02 y 0.03. Tanto k como f
son constantes adimensionales.
•
Número de unidades
En toda planta debe haber por lo menos dos unidades de sedimentación, de tal
forma que cuando se suspenda una por efectos de mantenimiento o
desperfectos en su funcionamiento, se pueda seguir trabajando con la otra.
Teniendo en cuenta esta eventualidad, el área total de los decantadores debe
incrementarse en un porcentaje adicional como se especifica en la tabla 5.2.1.2.
Número de
unidades
2
3
4
5 o más
20
0
0
0
0
30
0
0
0
0
Carga superficial m3/m2/día
40
50
33
67
11
22
8.5
17
7.0
13
60
100
33
25
20
Tabla 5.2.1.2 Porcentaje de área adicional de sedimentación que debe proveerse de
acuerdo al numero de unidades y cargas superficiales
•
Producción de fango
Se debe conocer o estimar el volumen de fango producido en los tanques de
sedimentación primaria, de modo que el proyecto y dimensionamiento de los
219
tanques, junto con las instalaciones de tratamiento y eliminación del fango, se
puedan llevar a cabo correctamente. El volumen de fango producido dependerá
de: (1) las características del agua residual cruda, incluidas la edad y
concentración de la misma; (2) el tiempo de retención y el grado de tratamiento
a llevar a cabo en los tanques; (3) el estado de los sólidos sedimentados,
incluyendo el peso específico, el contenido de agua, y los cambios de volumen
experimentados bajo la influencia de los dispositivos mecánicos de eliminación
de fangos o de la profundidad del tanque, y (4) el lapso de tiempo transcurrido
entre las operaciones de extracción de fangos. En la Tabla 5.2.1.3 se
proporcionan datos sobre el peso específico y la concentración de sólidos en el
lodo extraído de los tanques de sedimentación primaria.
Tipo de lodo
Peso
Especifico
Únicamente fangos primarios:
Agua residual de concentración media
Agua residual procedente de redes de alcantarillado
unitarias
Primarios y lodos activados en exceso
Primarios. y humus de filtros percoladores
Concentración de
sólidos
Intervalo
Típico
1.03
4 - 12
6
1.05
4 - 12
6.5
1.03
1.03
2-6
4 - 10
3
5
Tabla 5.2.1.3. Información típica sobre el peso específico y la concentración del lodo
procedente de los tanques de sedimentación primaria
220
PARÁMETROS DE DISEÑO DE LOS SEDIMENTADORES
Parámetro
Tiempo de
retención
Carga Superficial
Profundidad del
sedimentador
Relación Largo/
Ancho
Relación ancho/
Profundidad
Relación Largo/
Profundidad
Longitud
Ancho
Velocidad de los
rascadores
Velocidad
horizontal en el
fondo del
sedimentador
Eficiencia de
remoción de
DBO
Eficiencia de
remoción de
Sólidos
suspendidos
Unidad
horas
Valor del parámetro según
Metcalf y
Norma
Norma
Guía*
Eddy
Boliviana
Colombiana
Tanques Rectangulares
2-6
m³/m²/h
m
1.5-2.5
-
3-6
3.0-4.5
-
Norma
Mexicana
>1.0
1.5 – 2.5
1.0 – 1.50
1.37 – 2.70
1.0 – 2.50
>2
2.0 – 5.0
2.0 – 3.50
> 4:1
1.5:1 a 15:1
3 - 10
10 - 15
5 – 30
> 2:1
5-20
m
m
15-90
3.0-25
m/min.
0.60-1.20
cm/seg
>0.60
0.60 – 1.20
<1.0
%
30 – 42
%
50 – 66
Parámetro
Unidad
Diámetro
Profundidad del
sedimentador
Velocidad de los
rascadores
m
Valor del parámetro según
Metcalf y
Norma
Norma
Guía*
Eddy
Boliviana
Colombiana
Tanques circulares
3.0 – 60
3.0 - 60
m
3.0-4.5
Rev. /min.
0.02-0.05
4.90 – 6.00
2.5 – 4.0
Tabla 5.2.1.4. Parámetros de diseño de tanques de sedimentación
*Guía para el diseño de desarenadores y sedimentadores OPS/CEPIS/05.158 UNATSABAR
Norma
Mexicana
3.0 – 5.0
0.016 – 0.05
221
ASPECTOS ADICIONALES ENCONTRADOS EN LA NORMA BOLIVIANA
•
Sedimentadores con capacidad de 500 m3, pueden ser proyectados con o
sin remoción mecanizada de lodo, para capacidades mayores de 500 m3 es
obligatoria la remoción de lodo en forma mecanizada.
•
Los sedimentadores primarios deben ser dimensionados para el caudal
máximo.
•
La utilización de un solo sedimentador, sólo es admitido para caudales
máximos inferiores a 250 l/s.
ASPECTOS ADICIONALES ENCONTRADOS EN LA NORMA MEXICANA
Sedimentador primario
Los tanques de sedimentación pequeños, de diámetro o lado no mayor de
3.6m, deben ser proyectados sin equipos mecánicos. La forma puede ser
rectangular, circular o cuadrado; los rectangulares podrán tener varias tolvas y
los circulares o cuadrados una tolva central, como es el caso de los
sedimentadores tipo Dortmund. La inclinación de las paredes de las tolvas será
de por lo menos 60 grados con respecto a horizontal.
Los tanques de sedimentación con dimensiones mayores, usarán equipo
mecánico para el barrido de lodos y transporte a los procesos de tratamiento de
222
lodos. Cuando se diseñen tanques convencionales de sedimentación primaria
sin datos experimentales se utilizarán los siguientes criterios de diseño:
•
Los canales de repartición y entrada a los tanques deben ser diseñados
para el caudal máximo horario.
•
La eficiencia de remoción del proceso de sedimentación puede estimarse
de acuerdo con la tabla siguiente:
Período de retención nominal
en horas
DBO 100 a 200 mg/l
DBO
30
33
37
40
1.5
2.0
3.0
4.0
DBO 200 a 300 mg/l
SS*
50
53
58
60
DBO
32
36
40
42
SS*
56
60
64
66
Tabla 5.2.1.5 Parámetros para la estimación de eficiencias de remoción
ASPECTOS ADICIONALES ENCONTRADOS EN LA NORMA COLOMBIANA
En los casos en que no es posible realizar ensayos de sedimentación para
determinar la tasa de desbordamiento superficial, se recomiendan los siguientes
valores según el tipo de tratamiento que la preceda y para caudales medio
diario y máximo horario.
Tipo de tratamiento
Sedimentación siguiendo un proceso de lodos
activados (excluyendo aireación extendida)
Sedimentación siguiendo un proceso de aireación
extendida
Sedimentación seguida por filtros percoladores
Sedimentación seguida por biodiscos
Efluente secundario
Efluente nitrificado
Tasa de desbordamiento superficial TDS
(m³/m²/d)
Caudal promedio
Caudal pico
16-32
40-48
8-16
24-32
16-24
40-48
16-32
16-24
40-48
32-40
Tabla 5.2.1.6 Valores de TDS recomendadas
223
Profundidad del tanque
Se recomiendan los siguientes valores de profundidad de agua en el tanque de
sedimentación secundaria.
Tipo de tratamiento
Sedimentación siguiendo un proceso de lodos activados (excluyendo aireación
extendida)
Sedimentación siguiendo un proceso de lodos activados con oxigeno
Sedimentación siguiendo un proceso de aireación extendida
Sedimentación siguiendo un proceso de filtros percoladores
Sedimentación siguiendo un proceso de biodiscos
Efluente secundario
Efluente nitrificado
Profundidad (m)
3.6-4.6
3.6-4.6
3.6-4.6
3.0-3.6
3.0-3.6
3.0-3.6
Tabla 5.2.1.7 Valores de profundidad de agua
PROCESO DE DISEÑO DE LOS SEDIMENTADORES
DIMENSIONAMIENTO DE TANQUE SEDIMENTADOR RECTANGULAR
1. Determinar el área superficial de la unidad (As), que es el área superficial de
la zona de sedimentación, de acuerdo a la siguiente relación:
As =
Q
Vs
Donde:
Vs:
Q:
Velocidad de sedimentación (m/seg.)
Caudal de diseño (m3 /seg.)
2. Determinar las dimensiones de Largo L (m), ancho B (m) y altura h (m) de
manera tal que se cumplan las relaciones o criterios mencionados
anteriormente. Considerando el espaciamiento entre la entrada y la cortina o
pared de distribución de flujo.
224
3. Determinar la velocidad horizontal VH (m/seg.) de la unidad. La cual debe
cumplir con las relaciones mencionadas anteriormente.
VH =
100xQ
BxH
4. Determinar el tiempo de retención To (horas), mediante la relación:
To =
A s xH
3600xQ
5. Determinar el número de orificios, cumpliendo con los criterios de diseño.
A
o
Q
V
o
=
Donde:
Vo:
Velocidad en los orificios (m/seg.)
Q:
Caudal de diseño (m3 /seg.)
Ao:
Área total de orificios (m2)
n =
A
a
Donde:
ao:
Área de cada orificio (m2)
n:
Número de orificios
o
o
225
DIMENSIONAMIENTO DE TANQUE SEDIMENTADOR TIPO DORTMUND
1. Establecer el diámetro del sedimentador que puede variar, según las
normas, de 3.0 m a 60.0 m, de acuerdo al espacio disponible.
2. Establecer
el
tiempo
de
retención,
normalmente
los
tanques
de
sedimentación se proyectan para que proporcionen un tiempo de retención
de 1.5 a 2.5 horas. Si se va a diseñar un tanque en una temperatura que no
anda alrededor de los 20°C, puede usarse el grafico de la figura 5.2.1.12.
3. Determinar la carga superficial a usar. Según las normas y literatura
analizada esta carga superficial puede variar en un rango de 30 a 60
m3/m2/día. Se pueden tomar valores en este rango.
4. Calculo del área superficial. Al igual que en los tanques rectangulares esta
área se puede calcular con la siguiente formula:
As =
Q
Vs
Donde Vs es la velocidad de sedimentación o carga superficial.
5. Dimensionamiento de la zona de sedimentación:
226
Como el tanque es circular, con el área encontrada se debe determinar el radio
y el diámetro del sedimentador.
φ = 2r = 2 ∗
As
π
Con este diámetro o el radio encontrado, se debe calcular el área de la
superficie del sedimentador.
6. Cálculo de la profundidad del tanque.
Esta profundidad se calcula tomando en cuenta el tiempo de retención elegido,
la carga superficial Vs y la siguiente relación:
h = t 0 ∗ Vs
7. Calcular la velocidad de arrastre o velocidad critica horizontal con la
siguiente formula, que ya fue descrita en el presente texto:
227
1
⎡ 8k ( s − 1) gd ⎤ 2
VH = ⎢
⎥
f
⎣
⎦
Con los siguientes valores:
K=0.05, s=1.05, g= 9.8 m/s2, d= 100x10-3 μm, f=0.025
8. Calcular la velocidad horizontal teórica que se dará de acuerdo a las
dimensiones tomadas y considerando el caudal pico o sea el caudal máximo
horario.
Dicha velocidad se puede calcular con la siguiente expresión:
Vh =
Q pico
A flujo
Como ya se menciono este caudal pico es el máximo horario y el área de flujo
es la mitad del área superficial de un cilindro, porque es donde se estará
distribuyendo el flujo de agua.
A flujo =
(2πr ) xh
= πrh
2
Esta velocidad horizontal calculada se debe comparar con la velocidad de
arrastre calculada en el paso 7, si es menor, el material sedimentado no será
resuspendido, si es mayor sucederá lo contrario y por lo tanto existe la
necesidad de redimensionar el sedimentador.
228
9. Determinación del diámetro en la zona de entrada, en el centro del tanque.
Este diámetro debe considerarse entre el 15 y el 20 % del diámetro del
sedimentador.
10. Cálculo de la remoción en el sedimentador.
La remoción tanto para DBO, así como para sólidos suspendidos, puede
estimarse tomando en cuenta lo dictado en la tabla 5.2.1.5
11. Dimensionamiento del tanque.
Ya se ha encontrado el diámetro y la altura de parte cilíndrica recta, ahora debe
calcularse la altura del cono truncado. Este cálculo se realiza considerando la
pendiente dictada en las normas, que anda alrededor del 8%, y de esta forma
se tiene dimensionado el sedimentador.
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LOS SEDIMENTADORES
Debe evitarse una acumulación excesiva de lodos, ya que estos pueden
descomponerse y crear gases y olores indeseables. Se debe quitar la capa de
natas, que se forma en la superficie del agua, por lo menos dos veces al día y
remover de inmediato el lodo flotante. En caso de que un tanque se ponga fuera
de servicio por uno o dos días, se debe drenar el contenido del tanque y limpiar
luego el interior. Si el tanque sale de servicio permanentemente, se debe de
llenar con tierra para prevenir problemas de salud y contaminación.
229
Adicionalmente se mencionan las siguientes actividades:
Actividades diarias:
El control de las válvulas
9 Limpieza del canal perimetral de descarga y vertedores
9 La evacuación de lodos y de materias flotantes
9 La limpieza del sumidero de lodo
Actividades semanales:
9 La limpieza con agua a presión de la caja de conexión al digestor.
Una vez al año:
9 Vaciar el tanque y revisar la estructura de concreto
9 Localizar los puntos de corrosión de los vertederos, placa deflectora y cincho
metálico y pintar con anticorrosivo si es necesario para evitar el deterioro del
material.
230
5.2.2 GUIA PARA EL DISEÑO DE FOSAS SEPTICAS
Los sistemas de fosas sépticas, comúnmente son utilizados en el tratamiento de
las aguas residuales de familias que habitan en localidades que no cuentan con
servicios de alcantarillado o que la conexión al sistema de alcantarillado les
resulta costosa por su lejanía. Estos sistemas se pueden utilizar en localidades
rurales o urbanas y generalmente están compuestos por tanques sépticos,
cajas de distribución y unidades de postratamiento del efluente, tales como:
pozos de absorción, zanjas de infiltración y zanjas de arena filtrante.
Ventajas del uso de sistemas de Fosas Sépticas
ƒ
Apropiado para comunidades rurales, edificaciones, condominios, donde
no es posible la conexión al drenaje sanitario, etc.
ƒ
Su limpieza no es frecuente (de dos a tres años).
ƒ
Tiene un bajo costo de construcción y operación.
Desventajas del uso de sistemas de Fosas Sépticas
ƒ
De uso limitado para un máximo de 500 habitantes.
ƒ
También de uso limitado a la capacidad de infiltración del terreno que
permita disponer adecuadamente los efluentes en el suelo.
ƒ
Requiere facilidades para la remoción de lodos (bombas, camiones con
bombas de vacío, etc.).
A continuación se muestran algunos esquemas generales de sistemas de fosas
sépticas:
231
Vivienda N3
Vivienda N2
Vivienda N1
Líneas de Aguas
Negras
Vivienda N4
Vivienda N6
Vivienda N5
Línea de grasas
Trampa de grasas
Fosa séptica
Caja distribuidora
de caudales
3D
3D
D
D
D
Pozos de
Absorción
Figura 5.2.2.1 Sistema de Fosa séptica con pozos de absorción.
232
Vivienda N3
Vivienda N2
Vivienda N1
Líneas de Aguas
Negras
Vivienda N4
Vivienda N6
Vivienda N5
Línea de grasas
Trampa de grasas
Fosa séptica
Caja distribuidora
de caudales
Zanjas de
Infiltración
Long. Max. 30m
1.80m
Figura 5.2.2.2 Sistema de Fosa séptica con campos de Riego o absorción.
233
Hasta este punto, se ha descrito de manera general los sistemas de fosa
sépticas, a continuación se describen las unidades de dichos sistemas:
Tanques Sépticos
Son depósitos en donde el material sedimentable que contienen las aguas
residuales se decanta, produciendo un líquido libre de sedimentos, que puede
infiltrarse con facilidad en el subsuelo. De esta manera, la función del tanque
séptico es la de proteger y conservar la capacidad de absorción del subsuelo
por largo tiempo, facilitando la adecuada disposición de las aguas residuales
domésticas, en las unidades de postratamiento (pozos de absorción, zanjas de
infiltración y zanjas de arena filtrante).
El material sedimentable decantado, en el tanque séptico, se descompone bajo
condiciones anaeróbicas por acción de los microorganismos presentes en las
aguas residuales. El proceso de descomposición de la materia sedimentable y
la presencia de aceites y grasas dan origen a la formación de natas, que se
ubican en la parte superior del tanque, y a la producción de gases que deben
ser eliminados a través de las instalaciones sanitarias de la vivienda.
En resumen, los tanques sépticos cumplen tres funciones: a) eliminación y
digestión de sólidos; b) tratamiento biológico; y c) almacenamiento de natas y
lodos.
No es recomendable la descarga de grandes cantidades de productos químicos
hacia los tanques sépticos, por que se inhibirá la digestión de los lodos
234
sedimentados y consecuentemente puede producir la liberación de malos
olores. La presencia de grandes cantidades de grasas en las aguas residuales
también afecta el funcionamiento de los tanques sépticos, por lo que se hace
necesario la construcción de trampas de grasas en aquellas instalaciones cuyas
aguas residuales son ricas en estos elementos.
La velocidad del proceso de digestión aumenta con la temperatura, con el
máximo alrededor de los 35°C. El empleo de desinfectantes en cantidades
anormalmente grandes, también hace que mueran las bacterias, inhibiendo así
el proceso de digestión.
Como el efluente de los tanques sépticos es anaerobio y contiene
probablemente un elevado número de agentes patógenos, que son una fuente
potencial de infección, no debe usarse para regar cultivos ni descargarse a
canales o aguas superficiales.
Los principios que han de orientar el diseño de un tanque séptico son los
siguientes:
ƒ
Prever un tiempo de retención de las aguas servidas, suficiente para la
separación de los sólidos y la estabilización de los líquidos.
ƒ
Asegurar que el tanque sea lo bastante grande para la acumulación de
lodos y espumas.
235
ƒ
Prevenir las obstrucciones y asegurar la adecuada ventilación de los
gases.
El ministerio de Salud Pública y Asistencia Social de El Salvador, propone que
los tanques sépticos, se dimensionen de acuerdo a lo observado en la figura
5.2.2.3, complementado con el contenido de la tabla 5.2.2.1.
PAREDES DE LADRILLO
DE LAZO O CONCRETO
0.15
0.15
A
0.15
B
0.15
ASAS
0.10
0.40
A
A
0.50
C
0.70
SALIDA AL POZO SUMIDERO
O CAMPO DE RIEGO
ENTRADA
0.80
0.60
0.15
PLANTA DE TANQUE SEPTICO
0.30
ASA
0.30
NIVEL DEL AGUA
0.40
ENTRADA
SALIDA AL POZO
SUMIDERO O CAMPO
DE RIEGO
0.35
D+0.05D
D
TUBO 6¨
2/3D
A
B
LADRILLO O VALVULA
PENDIENTE 2%
TUBO DE
LIMPIEZA 6''
CIMIENTO DE
MAMPOSTERIA
SECCION A-A DE TANQUE SEPTICO
Figura 5.2.2.3. Esquema de tanque séptico, usado para el dimensionamiento, de acuerdo
al Ministerio de Salud Pública y Asistencia Social de El Salvador
236
La figura anterior se complementa con la tabla 5.2.2.1 que se presenta a
continuación:
No de personas
A
B
C
D
7 o menos
9
12
15
50
100
2.00
2.30
2.60
3.00
5.40
6.60
1.00
1.15
1.30
1.45
2.60
3.30
1.00
1.00
1.15
1.30
1.60
2.00
1.30
1.30
1.30
1.30
1.60
2.00
Tabla 5.2.2.1. Dimensiones de un tanque séptico de acuerdo al número de personas
(Corresponde a las cotas mostradas en la figura 5.2.2.3)
En los tanques sépticos se debe usar mampara intermedia si el número de
personas excede de 15. Para mantenimiento debe limpiarse como máximo cada
dos años, o al presentarse problemas de obstrucciones. Puede hacerse la
limpieza y disposición de lodos por presión hidrostática en terrenos quebrados.
El efluente del tanque séptico ira a un pozo sumidero o a un campo de riego.
Debe usarse campo de riego en aquellos lugares donde el manto de agua este
poco profundo, o donde el terreno es poco permeable.
Cajas de distribución
Este implemento del sistema de fosa séptica tiene por objeto distribuir el agua
servida procedente del tanque séptico proporcionalmente a cada uno de los
ramales del campo de oxidación o a los pozos de absorción, para lo cual se
colocan todas las tuberías de salida a la misma altura.
237
Se recomienda localizar la tubería de entrada a 5 cm del fondo de la caja y las
tuberías de salida 1cm del mismo fondo. En lo posible el ancho de la caja no
excederá de 45 cm y su largo se determinara en función del número de salidas,
considerando un espacio mínimo de 25 cm entre los ejes de estas. Los
materiales para su construcción podrán ser: piedra, ladrillo o concreto.
La caja de distribución debe ser inspeccionada cada tres meses para observar
la presencia de sedimentos que pudieran afectar la distribución del agua
residual hacia los pozos o campo de oxidación. En caso de verificarse una mala
distribución de agua por la presencia de sólidos se deberá proceder a su
limpieza.
Pozos de absorción
El pozo de absorción se recomienda como alternativa cuando no se pueden
usar los campos de absorción, o donde el suelo permeable es muy profundo. El
líquido proveniente del tanque séptico pasa a través del pozo hecho con
ladrillos o rocas con juntas abiertas (sin mortero) o con suelo lleno de rocas
sueltas internamente y llega al suelo circundante. Luego es tratado por las
bacterias presentes en el suelo. Las dimensiones y el número de pozos
dependerán de la permeabilidad del terreno y del nivel freático (agua
subterránea). La distancia entre dos pozos debe ser de por lo menos tres veces
el diámetro interno del mayor de ellos. Cada pozo debe tener tapa de
inspección y su diámetro debe oscilar entre 1.0 a 2.50 m.
238
El pozo de absorción se diseñará de acuerdo con la naturaleza del terreno y las
pruebas de infiltración y el fondo de estos pozos debe estar a una distancia
vertical mínima de 1.50 m del nivel freático. Se debe de tomar en cuenta que el
PROFUNDIDAD VARIABLE SEGUN EL TERRENO DE
LA LOCALIDAD, SIN LLEGAR AL NIVEL FREATICO
área de absorción de los pozos, es en las paredes y no en el fondo.
PLANTA DE POZO DE ABSORCION
A NIVEL DE AGUAS
SUBTERRANEAS O
NIVEL FREATICO
SECCION DE POZO DE ABSORCION
Figura 5.2.2.4. Esquema de Pozo de Absorción
239
Campos de Riego o absorción
Los campos de riego o absorción pueden ser: Zanjas de filtración o Zanjas de
arena filtrante. Estos campos deben ser inspeccionados periódicamente, en
razón que con el tiempo tiende a depositarse materias sólidas que obturan los
poros del material filtrante, afectando la capacidad del campo de tratamiento,
así como su capacidad de infiltración, lo que conduce indefectiblemente a
cambiar el material filtrante o en su defecto, a la construcción de un nuevo
campo de infiltración.
Para el diseño de los campos de absorción se deben considerar los siguientes
criterios:
9 El número mínimo de líneas de tuberías será de dos.
9 La longitud máxima de cualquier línea de tuberías será de 30 m
9 Separación entre líneas de tuberías debe andar entre 1.80m y 2.40m
9 La profundidad de las zanjas varia de 0.45m a 0.60 m
9 La pendiente de la zanjas será de 0.01 a 0.025 m por cada 10 m
Como se mencionaba anteriormente los campos de riego o absorción, pueden
ser zanjas de arena filtrante o zanjas de infiltración, las características básicas
de estos dos tipos de zanjas, se exponen a continuación:
240
Características de las zanjas de infiltración:
Estos tipos de zanjas se usan si el nivel freático esta de 2 a 3 m, y su diseño
básicamente esta regido por las condiciones mencionadas en los criterios para
el diseño de los campos de absorción, mencionados en los párrafos de arriba.
A continuación se muestra un esquema básico de una zanja de infiltración o
absorción:
Tierra
0.15-0.30 m
0.10-0.15 m
La tuberia, actualmente se hace
ranurada como el dren frances
Tierra
0.05m
4'' a 6''
Grava #1 a #2
0.15m Min.
0.45 a 0.90 m
Figura 5.2.2.5. Esquema de Zanja de infiltración
Características de las zanjas de arena filtrante:
Estos tipos de zanjas se usan si el nivel freático es prácticamente superficial, y
su diseño básicamente esta regido por las condiciones mencionadas en los
criterios para el diseño de los campos de absorción, mencionados en los
párrafos anteriores.
241
A continuación se muestra un esquema básico de una zanja de arena filtrante:
Tierra
0.21m
0.15m
4'' a 6''
Grava
La tuberia, actualmente se hace
ranurada como el dren frances
Arena
0.21m
0.60-0.70 m
4'' a 6''
Grava
0.75 a 1.50 m
Figura 5.2.2.6. Esquema de Zanja de arena filtrante
Estos tipos de zanjas de arena filtrante, son diseñados para cargas superficiales
de 38.0-60.0 l/m2/día. El ministerio de Salud Pública propone los siguientes
criterios para dimensionar los campos de absorción de los efluentes de los
tanques sépticos.
Tipo de suelo
Arena gruesa o grava limpia
Arena fina o barro
Arena arcillosa
Arcilla arenosa
Arcilla compacta
Centímetros de zanja/persona
150
300
400
El sistema de zanjas es inconveniente, usar pozo sanitario
Tabla 5.2.2.2. Criterios para el dimensionamiento de Zanjas de acuerdo al tipo de suelo
existente en la zona donde se va a construir el sistema de infiltración (Según el Ministerio
de Salud Pública y Asistencia Social de El Salvador)
242
Pruebas de filtración
A fin de conocerse la capacidad de absorción de un suelo, se debe realizar una
prueba de infiltración. De acuerdo al centro de Ingeniería Sanitaria Robert A.
Taft, la prueba de infiltración, se debe realizar de acuerdo a la siguiente
metodología:
Número y localización de las pruebas: Seis o más pruebas deben realizarse en
los agujeros de prueba, espaciados uniformemente sobre el sitio propuesto para
el campo de absorción. Generalmente este espaciamiento es de1m y una vez
obtenidos los resultados de todas las pruebas hechas, se toma el promedio.
Tipo de agujero de prueba: Excave o perfore un pozo con dimensiones
horizontales de 10 a 30 cm. y lados verticales hasta la profundidad de la zanja
de absorción propuesta. Con objeto de acortar el tiempo, el trabajo y el volumen
de agua requerido para la prueba; los agujeros pueden ser perforados con una
barrena de 10cm.
Preparación del agujero de prueba: Rasque cuidadosamente el fondo y las
paredes del agujero con el filo de un cuchillo, para remover cualquier superficie
de suelo remoldeado y proporcionar una interfase natural del suelo en el cual
pueda filtrarse el agua. Retire todo el material suelto del agujero; agregue 5cm
de arena gruesa o grava fina para proteger el fondo contra socavaciones y
sedimentos.
243
Saturación y expansión del suelo: Es importante distinguir entre la saturación y
expansión. La saturación significa que los espacios vacíos entre las partículas
del suelo están llenos de agua. Esto puede llevarse a cabo en poco tiempo. La
expansión es provocada por la intrusión de agua dentro de las distintas
partículas de suelo. Este es un proceso lento, especialmente en suelos
arcillosos y es la razón por la cual se requiere un periodo prolongado de tiempo.
En el transcurso de la prueba, llene cuidadosamente el agujero con agua limpia
a una profundidad mínima de 30 cm. sobre la grava. En la mayoría de los
suelos es necesario rellenar el agujero, añadiendo una reserva de agua,
posiblemente con un sifón automático, para mantener el agua en el agujero
durante 4 horas cuando menos y preferentemente durante toda la noche.
Determine la tasa de infiltración 24 horas después que el agua ha sido colocada
por primera vez en el agujero. Este procedimiento es para asegurarse que el
suelo ha tenido amplia oportunidad de expandirse y acercarse a la condición en
la que se encontrara en la estación más húmeda del año. Por lo tanto, la prueba
dará resultados comparables en el mismo suelo, sin importar que se ejecute en
la época de secas o de lluvias. En suelos arenosos que contienen poca o
ninguna arcilla, el procedimiento de expansión no es esencial y la prueba debe
ejecutarse tal como se describe párrafos posteriores, después de que el agua
del primer llenado se ha filtrado totalmente.
244
Medición de la tasa de infiltración: Con la excepción de suelos arcillosos, las
mediciones de la tasa de filtración deben ejecutarse al día siguiente de aplicar
el procedimiento descrito en el párrafo anterior.
Si el agua permanece en el agujero después del período nocturno de
expansión, añada agua limpia hasta que la profundidad del agua quede
aproximadamente a 15 cm. sobre la grava.
Desde un punto de referencia fijo, mida el descenso del nivel del agua durante
un periodo de 30 min. Este descenso se usa para calcular la tasa de
filtraciones, sustituyendo la altura de descenso y el tiempo, en la siguiente
expresión:
TI =
t
h
Donde:
t: Tiempo medido en minutos
h: Altura del agua medida en pulgadas
Si no permanece el agua en el agujero después del periodo nocturno de
expansión, añada agua limpia hasta que la profundidad del agua quede
aproximadamente a 15 cm. sobre la grava. Desde un punto de referencia fijo.
Mida el descenso del nivel del agua a intervalos de 30 minutos
aproximadamente, durante 4 horas, añadiendo 15 cm. sobre la grava cuando
245
sea necesario. El descenso que ocurre durante el período final de 30 min., se
usa para calcular la tasa de filtración.
En suelos arenosos (o algunos otros donde los primeros 15 cm. de agua se
filtran en menos de 30 minutos, después del período nocturno de expansión), el
intervalo de tiempo entre mediciones debe ser 10 minutos, y la duración de la
prueba, una hora. El descenso que ocurra en los últimos 10 minutos se usa
para calcular la tasa de filtración.
A fin de conocer, para residencias individuales, el área de absorción necesaria
de acuerdo a la tasa de infiltración, se puede usar la tabla 5.2.2.3 o el gráfico
mostrado en la figura 5.2.2.7
Tasa de infiltración (min./in)
<1
2
3
4
5
10
15
30
45*
60*
Área requerida (m2/dormitorio)
6.5
7.9
9.3
10.7
11.6
15.3
17.7
23.2
27.9
30.7
Tabla 5.2.2.3. Áreas requeridas de absorción para residencias individuales
*Con estos valores de infiltración no conviene hacer pozos de absorción.
246
32.5m2
SUPERFICIE DE ABSORCION REQUERIDA PARA CADA DORMITORIO
28m2
23m2
18.5m2
14m2
9m2
4.5m2
0
0
10
20
30
40
50
60
TASA DE INFILTRACION EN MINUTOS/PULGADA
Figura 5.2.2.7. Áreas requeridas de absorción para residencias individuales
PARÁMETROS DE DISEÑO PARA SISTEMAS DE FOSA SEPTICA
Parámetro
Tanque Séptico
Distancia de construcciones, límites de terrenos,
sumideros y campos de infiltración
Distancia de árboles y cualquier punto de redes
públicas de abastecimiento de agua.
Distancia de pozos subterráneos y cuerpos de
agua de cualquier naturaleza
Profundidad útil del tanque séptico
Largo interno mínimo
Relación Largo/ Ancho
Número de cámaras
Tiempo de retención
Unidad
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana Mexicana
m
1.50
m
3.0
m
15.0
m
m
u
días
1.20 a 2.80*
2:1 a 4:1
2
0.5 – 1.0 *
1.20 a 2.80*
0.80
2:1 a 4:1
2
Tabla 5.2.2.4 Comparación de parámetros para el diseño de Sistemas de Fosa Séptica
*Ver información mas detallada en texto adicional de acuerdo a las normas mencionadas en los
siguientes párrafos.
247
Volumen útil (m³)
Hasta 6
De 6 a 10
Más de 10
Profundidad útil
mínima (m)
1.2
1.5
1.8
Profundidad útil
máxima (m)
2.2
2.5
2.8
Tabla 5.2.2.5 Valores de profundidad útil de acuerdo al volumen estimado para el tanque
séptico (Tomado de Norma Colombiana RAS)
PROCESO DE DISEÑO DE SISTEMAS DE FOSAS SEPTICAS
Diseño de tanques sépticos
En El Salvador, los tanques sépticos deben ser diseñados de acuerdo a los
criterios brindados por las unidades de salud, bajo la dirección del Ministerio de
Salud Publica y asistencia social. En apartados anteriores se han mencionado
algunos de estos criterios, pero a fin de comprender mas detalladamente el
diseño de un tanque séptico, se presenta la siguiente metodología de diseño,
aunque para el dimensionamiento del tanque séptico pueden usarse los datos
de la tabla 5.2.2.1:
a. Cálculo del volumen útil requerido para el tanque (Vu, en m3 )
La norma Boliviana y algunos documentos mexicanos, recomiendan que los
tanques sépticos, deben dimensionarse teniendo en cuenta un volumen
destinado a la sedimentación y un volumen para la acumulación del lodo, de
acuerdo a la siguiente expresión:
248
Vu = 1000 + N(DT + L K)
f
Donde:
Vu=
N=
T=
Lf =
D=
K=
Volumen útil del tanque séptico (lts)
Número de personas ó unidades de contribución (habitantes ó unidades)
Tiempo de detención (días)
Contribución de lodo fresco (l/h/d)
Dotación per cápita de aguas residuales por persona (l/h/d)
Tasa de acumulación de lodo (días)
A continuación se describen los valores de los parámetros de la ecuación
anterior:
9 Período de retención hidráulica (T en días)
Para efectos de este manual los valores de tiempo de retención deben ser
considerados de acuerdo a la siguiente tabla.
Contribución diaria (L)
Hasta 1,500
De 1,501 a 3,000
De 3,000 a 4,500
De 4,501 a 6,000
De 6,001 a 7,500
De 7,501 a 9,000
mas 9,000
Tiempo de retención (T)
Días
1.00
0.92
0.83
0.75
0.67
0.58
0.50
Horas
24
22
20
18
16
14
12
Tabla 5.2.2.6. Tiempos de retención en proporción al volumen que se debe tratar
9 Contribución de lodo fresco (Lf)
Se tomará como contribución de lodo fresco percápita Lf= 1 l/h.día, de manera
general y para casos específicos se deben considerar los valores de la
siguiente tabla:
249
Predio
Ocupantes permanentes
Residencia
Clase Alta
Clase media
Clase Baja
Hotel (Excepto lavandería y cocina)
Alojamiento provisional
Ocupantes temporales
Fabrica en general
Oficinas temporales
Edificios públicos o comerciales
Escuelas
Bares
Restaurante
Unidades
Contribución de lodo fresco Lf(
L/día)
Lf
Persona
Persona
Persona
Persona
Persona
1.00
1.00
1.00
1.00
1.00
Persona
Persona
Persona
Persona
Persona
Comida
0.30
0.20
0.20
0.20
0.10
0.01
Tabla 5.2.2.7. Contribución de lodo fresco Lf en L/día
9 Tasa de acumulación de lodos digeridos (K)
Esta tasa de acumulación depende de la temperatura del lugar donde se
construirá el tanque séptico y el intervalo de limpieza medido en años y tiene
valores de acuerdo a la siguiente tabla:
Intervalos de limpieza (años)
1
2
3
4
5
Valores de K (días) por intervalo de temperatura ambiente (t) en ºC
t=10 ºC
10 ºC < t <20 ºC
t=20 ºC
94
65
57
134
105
97
174
145
137
214
185
177
254
225
217
Tabla 5.2.2.8. Valores de tasa de acumulación de lodos digeridos
b. Dimensionamiento del tanque séptico
Determinación de la profundidad útil del tanque (Pu):
250
Se debe establecer la profundidad del tanque séptico a partir de los datos de la
tabla 5.2.2.5, que contiene rangos de profundidades de acuerdo al volumen útil
del tanque, que se calcula en base a la expresión del paso anterior, las alturas
varían de 1.2 a 2.8 m.
Determinación del largo y el ancho del tanque
En base a la relación largo-ancho elegida, el volumen útil encontrado y la altura
del tanque ya establecida, se puede determinar tanto el largo como el ancho del
tanque séptico. Si el número de personas, para las cuales se diseña el sistema,
es mayor a 15, deben considerarse dos cámaras en el tanque. Entonces la
primera cámara tendrá una longitud 2L/3 y el largo de la otra cámara será de
L/3.
L = (r ).( Ancho)
Donde:
L: Largo total del tanque séptico (m, 1m mínimo)
R: Relación Largo-Ancho del tanque séptico (2:1 a 4:1)
Ancho: Ancho del tanque séptico (m, 0.80m mínimo)
Vu = Ancho 2 * r * Pu
Ancho =
Vu
r * Pu
c. Volumen de natas
Como valor se considera un volumen mínimo de 0.7 m3/ período de limpieza
d. Profundidad de espuma sumergida (He, en m)
251
He =
0.70
L * Ancho
e. Profundidad libre de espuma sumergida
Distancia entre la superficie inferior de la capa de espuma y el nivel inferior de
la Tee de salida o cortina deflectora del dispositivo de salida del tanque séptico,
debe tener un valor mínimo de 0.10 m.
f. El espacio libre entre nivel superior de natas y nivel inferior de losa del
tanque séptico, debe de ser como mínimo 0.30m.
g. Profundidad neta del tanque séptico
Es la suma de las profundidades de natas, útil, que comprende la de
sedimentación y almacenamiento de lodos, profundidad libre de natas
sumergidas y borde libre.
Dimensiones internas del tanque séptico
Para determinar las dimensiones internas de un tanque séptico rectangular, se
deben emplear los siguientes criterios:
•
En general, la profundidad no deberá ser superior a la longitud total.
•
El diámetro mínimo de las tuberías de entrada y salida del tanque séptico
será de 100mm (4”).
252
•
El nivel de la tubería de salida del tanque séptico deberá estar situado a
0.05m por debajo de la tubería de entrada.
•
La parte superior de los dispositivos de entrada y salida deberán dejar
una luz libre para ventilación de no más de 0,05 m por debajo de la losa
de techo del tanque séptico.
•
El fondo de los tanques tendrá una pendiente de 2% orientada al punto
de ingreso de los líquidos.
•
El techo de los tanques sépticos deberá estar dotado de losas
removibles y registros de inspección de 150 mm de diámetro.
Proceso de diseño de sistemas de postratamiento de efluentes de tanques
sépticos
Proceso de Diseño de pozos de absorción
a. Cálculo del coeficiente de infiltración C (lit/m2/día)
Si el diseño es para una residencia individual, se puede usar la Tabla 5.2.2.3 o
el gráfico 5.2.2.7, para el cálculo del área de absorción del pozo, y se calcula la
altura del pozo sustituyendo esta área en la expresión del paso c). Si es para un
grupo de viviendas, se tiene que calcular el coeficiente de infiltración,
sustituyendo la tasa de infiltración en la expresión siguiente:
253
C=
1623
TI + 7.5
b. Cálculo del área necesaria para absorción.( m2)
A=
Q
C
Donde Q (Caudal) se sustituye en litros/día y C en lit/m2/día
c. Cálculo de altura necesaria del pozo
H=
A
πD
Donde:
A: Área de absorción en m2
D: Diámetro del pozo en m (oscila entre 1 a 2.5 m)
A esta altura se le debe sumar la altura del broquel del pozo.
Proceso de Diseño de zanjas de infiltración
a. Cálculo del coeficiente de infiltración C (lit/m2/día)
Si el diseño es para una residencia individual, se puede usar la Tabla 5.2.2.3 o
el gráfico 5.2.2.7, para el cálculo del área de absorción de la zanja. Si es para
un grupo de viviendas, se tiene que calcular el coeficiente de infiltración,
sustituyendo la tasa de infiltración en la expresión siguiente:
C=
1220
TI + 7.5
254
b. Cálculo del área necesaria para absorción.(m2)
A=
Q
C
Donde Q (Caudal) se sustituye en litros/día y C en lit/m2/día
c. Cálculo de dimensiones de la zanja.
Tomando en consideración los criterios para el diseño de campos de
absorción se deben dimensionar las zanjas hasta lograr el área de absorción
antes encontrada
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE SITEMAS DE FOSAS SEPTICAS
La falta de control en el funcionamiento de los tanques sépticos puede conducir
a que las bacterias formadoras de metano, que juegan un papel importante en
el proceso de estabilización de la materia orgánica, no permanezcan el tiempo
necesario en el tanque como para cumplir con su función estabilizadora de
manera completa.
Antes de poner en funcionamiento el tanque séptico, este debe ser llenado con
agua y si fuera posible, inoculado con lodo proveniente de otro tanque séptico a
fin de acelerar el desarrollo de los microorganismos anaeróbicos. Es
aconsejable que la puesta en funcionamiento se realice en los meses de mayor
temperatura para facilitar el desarrollo de los microorganismos en general.
255
El tanque séptico debe inspeccionarse cada año, cuando se trate de
instalaciones domésticas y cada seis meses en el caso de establecimiento
públicos como escuelas, industrias o comercios. Al abrir el registro del tanque
séptico para efectuar la inspección o la limpieza, se debe tener el cuidado de
dejar transcurrir un tiempo hasta tener la seguridad que el tanque se haya
ventilado lo suficiente, por que los gases que en ella se acumulan pueden
causar asfixia o ser explosivos al mezclarse con el oxigeno del aire. Por ello
nunca debe encenderse fósforos o cigarrillo cuando se apertura un tanque
séptico.
Los tanques sépticos se deben limpiar antes que se acumulen demasiada
cantidad de lodos y natas, ya que su presencia por encima de determinados
niveles conduce a que puedan ser arrastrados a través del dispositivo de salida
obturando el campo de infiltración o el pozo de absorción. Cuando esto último
sucede, el líquido aflora en la superficie del terreno y las aguas residuales se
represan y en casos extremos el agua residual puede inundar la vivienda o a la
edificación. Cuando se llega a estos extremos, no sólo es necesario limpiar el
tanque séptico, sino que además será necesario construir un nuevo campo de
infiltración.
El tanque séptico se ha de limpiar cuando el fondo de la capa de nata se
encuentre a unos ocho centímetros por encima de la parte más baja del
256
deflector o prolongación del dispositivo de salida o cuando la capa de lodos se
encuentre a 0.30 m por debajo del dispositivo de salida.
La presencia de turbiedad en el líquido efluente con la presencia de pequeñas
partículas de sólidos sedimentables es un síntoma que la nata o los lodos han
sobrepasado los límites permisibles y se está afectando severamente el sistema
de infiltración, por lo que deberá programarse de inmediato su limpieza, ya que
el volumen ocupado por la nata y el lodo ha hecho disminuir el período de
retención del agua dentro del tanque séptico, conduciendo a una menor
eficiencia de remoción del material sedimentable. Por ello, es una buena
práctica disponer de una caja intermedia entre el tanque séptico y el campo de
infiltración para observar la calidad de efluente drenado por el tanque séptico.
El espesor de la nata se puede medir con una regla de madera en cuyo extremo
lleve fijada una aleta articulada (véase figura 5.2.2.8). La regla se fuerza a
través de la capa de nata hasta llegar la zona de sedimentación en donde la
aleta se desplazará a la posición horizontal. Al levantar el listón suavemente, se
podrá determinar por la resistencia natural que ofrece la nata, el espesor de la
misma. Este mismo dispositivo puede ser empleado para determinar el nivel
bajo del deflector o de la prolongación del dispositivo de salida.
257
Figura 5.2.2.8. Medición de alturas de natas en un tanque séptico
Para determinar el espesor de lodo y la profundidad del líquido, se emplea una
regla de madera en cuyo extremo tenga enrollado una tela tipo felpa (material
del cual se fabrican las toallas) en una longitud de aproximadamente 1m (véase
figura 5.2.2.9).
Este dispositivo se hace descender hasta el fondo del tanque a través del
dispositivo de salida para evitar la interferencia de la capa de nata. Luego de
mantener la regla por un minuto, se le retira cuidadosamente y las partículas de
lodo quedarán adheridas sobre el enrollado de felpa, permitiendo determinar el
espesor de la capa de lodos.
258
Figura 5.2.2.9. Medición de alturas de lodos
Con estas tres determinaciones: a) espesor de la capa de nata; b) espesor de la
capa de lodo, y c) ubicación del nivel del deflector o prolongación del dispositivo
de salida, se podrá determinar el momento de la limpieza del tanque séptico.
La limpieza inicial o el intervalo entre dos limpiezas consecutivas dependen de
la intensidad de uso del tanque séptico, porque cuanto mayor es el uso, menor
será el intervalo entre limpiezas. Normalmente, se recomienda limpiarlo una vez
por año, pero ello depende de su diseño.
El dispositivo más empleado para la remoción del lodo del tanque séptico es el
carro cisterna equipado con bomba de vacío y manguera. El retiro de los lodos
se realiza hasta el momento en que se observe que el lodo se torna diluido.
En pequeñas instalaciones, la limpieza se puede ejecutar con un recipiente
dotado de un mango largo para retirarlo del interior del tanque séptico o
259
mediante una bomba manual que descargue a un recipiente o a un camión
tanque.
Para facilitar el retiro de la nata, poco antes del retiro del lodo, se esparce en su
superficie cal hidratada o ceniza vegetal y luego, con la ayuda de una regla de
madera se procede a mezclarlo. Esto inducirá a que gran parte de la espuma se
precipite e integre al lodo, facilitando de esta manera su retiro. La parte
remanente podrá ser retirada con la ayuda de un cucharón a través de la tapa
de inspección.
Durante la limpieza del tanque séptico, por ningún motivo se debe ingresar al
tanque hasta que se haya ventilado adecuadamente y eliminado todos los
gases, a fin de prevenir los riesgos de explosiones o de asfixia de los
trabajadores. Cualquier persona que ingrese al interior de un tanque séptico
debe llevar atada a la cintura una cuerda cuyo extremo lo mantenga en el
exterior del tanque una persona lo suficientemente fuerte como para izarla en el
caso de que los gases del tanque lo lleguen a afectar.
260
Figura 5.2.2.10. Desalojo manual del lodo de un tanque séptico
Una vez retirado el lodo, el tanque séptico no debe ser lavado o desinfectado y
más bien se debe dejar una pequeña cantidad de lodo como inóculo para
facilitar el proceso de hidrólisis de las nuevas aguas residuales que han de ser
tratadas.
Los lodos extraídos deben ser dispuestos en una planta de tratamiento de
aguas
residuales
para
su
acondicionamiento
final
o
enterrado
convenientemente en zanjas de unos 60 centímetros de profundidad.
Las personas encargadas del mantenimiento y conservación de los tanques
sépticos, deberán emplear equipo de bioseguridad tal como: guantes y botas de
hule.
261
5.2.3 GUIA PARA EL DISEÑO DE TANQUES IMHOFF
El tanque imhoff es una unidad de tratamiento primario cuya finalidad es la
remoción de sólidos suspendidos. Este tanque elimina del 40 al 50% de sólidos
suspendidos y reduce la DBO de 25 a 35%.
Para comunidades con poblaciones menores a 5000 habitantes, los tanques
imhoff ofrecen ventajas para el tratamiento de aguas residuales domésticas, ya
que integran la sedimentación de los sólidos del agua residual y la digestión de
los lodos sedimentados en la misma unidad, por ese motivo también se les
llama tanques de doble acción.
Los tanques imhoff tienen una operación muy simple y no requieren de partes
mecánicas, aunque para su uso es necesario que las aguas residuales pasen
previamente por los procesos de cribado y remoción de arena.
El tanque imhoff típico es de forma rectangular, pero también existen los
tanques de tipo circular, los cuales son usados para darles tratamiento a
caudales pequeños.
De
manera
general
los
tanques
imhoff
constan
compartimentos:
• Cámara de sedimentación.
• Cámara de digestión de lodos.
• Área de ventilación y acumulación de natas
de
los
siguientes
262
En las figuras 5.2.3.1 a y b
se muestran detalles de tanques imhoff
rectangulares y circulares, identificando los compartimientos a los que se ha
hecho mención.
El proceso de eliminación y de digestión anaeróbica de sólidos sedimentables
en un tanque Imhoff, es similar al proceso que se produce en una fosa séptica.
La diferencia radica en que el tanque Imhoff consiste en un tanque de dos pisos
en el que la sedimentación se produce en el compartimiento superior y la
digestión de los sólidos sedimentados en el inferior. Las aguas negras ingresan
por el canal de entrada y pueden dirigirse a través de las cámaras de
sedimentación en cualquier sentido; y, después de unas cuantas semanas, si se
quiere, en sentido opuesto.
Los sólidos se sedimentan deslizándose por las superficies lisas de las paredes
inclinadas, atravesando la ranura estrecha hacia abajo, para depositarse en la
cámara de digestión, donde permanecen hasta que son bien digeridos.
Depositados los sólidos sedimentables, las aguas negras salen clarificadas por
el canal de salida.
Los gases provenientes de la digestión suben por las ventosas de gas. Los
sólidos digeridos se extraen bajo carga estática por las válvulas de lodos a
través de los tubos laterales.
263
Figura 5.2.3.1 a. Esquema general de un tanque imhoff rectangular
264
Figura 5.2.3.1 b Esquema general de un tanque imhoff circular
265
Los tanques imhoff se idearon para corregir los defectos principales de los
tanques sépticos, es decir para impedir que los sólidos que se han separado de
las aguas residuales se mezclen nuevamente con ellas, permitiendo la
retención de estos sólidos para su descomposición en la misma unidad.
Ventajas del uso de los tanques imhoff:
•
Los tanques imhoff reemplazan al sedimentador primario y digestores
convencionales, ya que estos tanques tienen un sedimentador incorporado y
una cámara de digestión. Solamente necesitan pre tratamiento por medio de
cribas gruesas y la separación de las arenillas por medio de desarenadotes.
•
Contribuye a la digestión de lodo, mejor que en un tanque séptico,
produciendo un líquido residual de mejores características. No descargan
lodo en el líquido efluente, salvo en casos excepcionales.
•
El lodo se seca y se evacua con más facilidad que el procedente de los
tanques sépticos.
•
El tiempo de retención de estas unidades es menor en comparación con
otras unidades.
•
Tiene un bajo costo de construcción y operación.
•
Para su construcción se necesita poco terreno.
•
Son adecuados para ciudades pequeñas y para comunidades donde no se
necesite una atención constante y cuidadosa.
266
•
Pueden constituir el tratamiento primario complementario de los filtros
percoladores y si el efluente lo permite, ser una única unidad de tratamiento.
•
Son de operación sencilla pues carecen de elementos electromecánicos
•
Los sólidos sedimentables alcanzan la cámara inferior en menor tiempo.
•
La forma de la ranura y de las paredes inclinadas que tiene la cámara de
sedimentación, fuerza a los gases de la digestión a tomar un camino hacia
arriba que no perturba la acción sedimentadora.
Desventajas del uso de los tanques imhoff:
•
Es difícil su construcción en arena fluida o en roca y deben tomarse
precauciones cuando el nivel freático sea alto, para evitar que el tanque
pueda flotar o ser desplazado cuando esté vacío.
•
El efluente que sale del tanque es de mala calidad orgánica y
microbiológica.
•
En ocasiones puede causar malos olores, aun cuando su funcionamiento
sea correcto.
•
Por su gran altura exigen excavaciones profundas y de gran volumen.
267
PARÁMETROS DE DISEÑO DE LOS TANQUES IMHOFF
Respecto a los parámetros de diseño de los tanques imhoff, se tiene una amplia
variedad procedente de bibliografía, a continuación se detallan de acuerdo a su
origen bibliográfico.
Parámetros de diseño de T. Imhoff
Unidad
Cámara de Sedimentación
Carga superficial
m3/m2/día
Período de retención
horas
Relación largo/ancho
Pendiente de la cámara de sedimentación
Abertura de paso entre cámaras
m
Longitud del traslapo
m
Deflector de espuma
Por debajo de la superficie
m.
Por encima de la superficie
m.
Borde libre
m.
Zona de ventilación de gases
Área(con relación al área superficial total)
%
Ancho de la abertura*
m.
Cámara de digestión de lodos
Capacidad
de
almacenamiento
(sin
mes
calentamiento)
Volumen+
m3/hab.
Tubería de extracción de lodos
pulg.
Distancia libre hasta nivel del lodo
m
Profundidad total del tanque (desde la
m
superficie hasta el fondo del tanque)
Valor
Intervalo
Usual
24.5-40.8
2-4
2:1-5:1
1.25:1-1.75:1
0.15-0.30
0.15-0.30
32.6
3
3:1
1.5:1
0.25
0.25
0.25-0.40
0.30
0.45-0.60
0.30
0.30
0.60
15-30
0.45-0.75
20
0.60
4-8
6
0.06-0.1
8-12
0.30-0.90
0.07
10
0.60
7.30-9.75
9.15
Tabla 5.2.3.1 Criterios usuales para el diseño de tanques Imhoff. (Tomado de Tratamiento
de Aguas Residuales en pequeñas poblaciones)
*La abertura mínima debe ser de 18 pulg. (450mm) para permitir el acceso al personal de
limpieza.
+
Para un periodo de digestión de 6 meses.
Son tres las normas que se han tomado a consideración para analizar los
parámetros de diseño de tanques imhoff. A continuación se detallan los
268
nombres de estas normas, junto a la abreviatura que se usará en lo que sigue
del texto cuando se haga referencia a ellas.
Norma Boliviana NB 688, Instalaciones Sanitarias, Alcantarillado Sanitario,
Pluvial y Tratamiento de aguas residuales (Norma Boliviana)
Reglamento Técnico para el sector de Agua Potable y Saneamiento Básico RAS.” (Norma Colombiana)
Norma OS 090, Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales (Norma
Mexicana)
Localización de los tanques
De las normas examinadas, la norma colombiana RAS-2000 es la única que
establece las distancias mínimas y criterios de ubicación de los tanques imhoff,
según estas normas deben tomarse en cuenta los siguientes criterios:
a. 1.50 m distantes de construcciones, límites de terrenos, sumideros y
campos de infiltración.
b. 3.0 m distantes de árboles y cualquier punto de redes públicas de
abastecimiento de agua.
c. 15.0 m distantes de pozos subterráneos y cuerpos de agua de cualquier
naturaleza.
269
Zona de sedimentación
Según las normas examinadas, para el diseño de la zona de sedimentación se
deben utilizar los siguientes criterios:
Parámetro
Carga Superficial
Período de Retención
Forma del fondo del tanque de
sedimentación.
Pendiente del fondo respecto a la
horizontal
Abertura para paso de sólidos
Prolongación de la ranura (Transición)
Borde libre mínimo
Profundidad o altura de la cámara de
sedimentación
Relación Largo-Ancho
Relación Largo-Profundidad
Longitud máxima de la cámara de
sedimentación
Unidad
m3/m2/día
horas
-
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
24.0
25.0 a 40.0
24.0
1.5 a 2.0
2.0 a 4.0
1.5 a 2.0
Forma de V
m
m
m
1.20:1 a
1.75:1
0.15 a 0.20
0.15 a 0.20
0.30
m
2.0 a 3.5
-
3:1 a 10:1
5.0 a 30.0
m
30.0
-
Forma de V
1.25:1 a 1.75:1
0.15 a 0.30
0.15 a 0.30
Forma de V
1.20:1 a
1.75:1
0.15 a 0.20
0.15 a 0.20
0.30
2.0 a 3.5
2:1 a 5:1
3:1 a 10:1
5.0 a 30.0
30.0
Tabla 5.2.3.2 Parámetros útiles para el diseño de la cámara de sedimentación de un
Tanque Imhoff
Zona de digestión
Parámetro
Unidad
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
Distancia mínima desde el fondo del
sedimentador al lodo
m
Forma de la tolva de lodos
-
Inclinación de las paredes del fondo.
Tasa per cápita de acumulación de lodo
para periodos de 6 meses
Profundidad del tanque desde la superficie
hasta el fondo
Diámetros mínimos de tubería de
remoción de lodos
Distancia mínima de la tubería de
extracción de lodos respecto al fondo del
tanque.
Carga hidráulica mínima para lograr la
remoción de lodos.
º
Pirámide
Truncada
35 a 45
L/hab.
50.0 a 100.0
0.30 a 0.90
m
0.50
Pirámide
Truncada
15 a 30
55.0 a 100.0
7.0 a 10.0
mm
200.0
200.0
m
0.15
0.15
m
1.80
1.80
Tabla 5.2.3.3 Parámetros útiles para el diseño de las cámaras de digestión de un Imhoff
270
De manera adicional la norma Mexicana considera lo siguiente:
a. El compartimiento de digestión de lodos, será dimensionado para almacenar
los lodos durante el proceso de digestión de acuerdo a la temperatura, para
ello se usarán los valores que se presentan en las siguientes tablas:
TEMPERATURA (°C)
TIEMPO DE DIGESTION (DIAS)
5
10
15
110
76
55
20
40
> 25
30
Tabla 5.2.3.4 Variación de los tiempos de digestión de acuerdo a la temperatura.
b. Alternativamente se determinará el volumen del compartimiento de lodos
considerando un volumen de 70 litros por habitante para un período de 6
meses y para la temperatura de 15ºC. Para otras temperaturas este
volumen unitario se debe multiplicar por un factor de capacidad relativa de
acuerdo a los valores de la siguiente tabla:
TEMPERATURA (°C)
FACTOR DE CAPACIDAD RELATIVA(Fcr)
5
2.00
10
1.40
15
1.00
20
0.70
>25
0.50
Tabla 5.2.3.5 Factor de capacidad relativa de acuerdo a la temperatura.
271
Área de ventilación y acumulación de natas
Espaciamiento libre
m
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
0.45 a 0.75
1.00
Superficie libre mínima (Respecto a la
superficie total)
%
20.0 a 30.0
15.0 a 30.0
30.0
Borde libre
m
-
0.30
-
Parámetro
Unidad
Tabla 5.2.3.6 Parámetros útiles para el diseño del área de ventilación de un Imhoff
Lo anterior aplica tanto para tanques rectangulares, así como para tanques
circulares.
En las siguientes tablas se proporcionan valores de los diámetros para tanques
circulares dependiendo de la población contribuyente y tasas y volúmenes
mínimos de acuerdo a la norma brasileña.
Población Contribuyente
Diámetro Ø (m)
250
500
750
2.50-3.00
3.00-4.00
3.50-4.50
1000
4.00-5.00
1500
5.00-6.00
2000
6.00-7.00
2500
7.00-8.00
Tabla 5.2.3.7 Diámetros estimados de tanques Imhoff circulares de acuerdo a la
población
Cámara
Cámara de Sedimentación
Cámara de Digestión
Cámara de espumas o venteo
Tasa (lts/hab.)
Volumen mínimo de cámara
(lts)
30.00
60.00
30.00
1500
3000
1500
Tabla 5.2.3.8 Tasa y volúmenes mínimos de los cámaras de un tanque imhoff según
norma brasileña
272
PROCESO DE DISEÑO DE LOS TANQUES IMHOFF
A continuación se expone la metodología de diseño de un Tanque Imhoff
Diseño del sedimentador
•
Cálculo del Caudal de diseño Qp (m3/hora)
Qp =
Población . x.Dotación
1000
xFr
Donde:
Dotación: Cantidad de agua usada por un habitante en un día (litro/hab./día.)
Fr: Fracción del agua usada que se convierte en residual (Norma ANDA
Fr=0.80)
•
•
Selección de parámetros
•
Relación Largo-Ancho de las cámaras de sedimentación (r)
•
Carga por unidad de superficie (CUS) (m³/m²*hora)
•
Período de retención nominal (R) (horas)
•
Número de cámaras a usar (#unid.)
Cálculo del Área por cámara de sedimentación As (m2)
As =
Qp
Cus
Donde:
Cus: Carga por unidad de superficie (m3/m2*hora).
273
•
Cálculo del largo y ancho de las cámaras de sedimentación L y An (m)
Con la relación largo ancho seleccionada anteriormente y las ecuaciones
siguientes, se calcula el largo y el ancho de las cámaras de sedimentación:
L
r =
An
As = L. x. An
A =
n
⎯
⎯→
As = rAn . x. An
⎯
⎯→
As = r . x. An
A
s
r
L = r . x. An
Figura 5.2.4.2 Esquema general de la cámara de sedimentación
Donde:
r:
As:
An:
L:
•
Relación Largo Ancho de una cámara de sedimentación
Área superficial de una cámara de sedimentación
Ancho de una cámara de sedimentación
Largo de la cámara de sedimentación
Cálculo del Volumen de las cámaras sedimentadoras Vs (m3)
Vs =
Q p . x. R
# unid .
2
274
Donde:
Vs:
R:
#unid.:
Volumen de una cámara sedimentadora
Período de retención hidráulica (1.5 a 2.5 horas)
Número de cámaras de sedimentación
Adicionalmente, el volumen anterior también se puede calcular tomando en
cuenta lo que expone la norma brasileña, la que indica que puede usarse una
tasa de 30 lts de espacio en la cámara de sedimentación por habitante, y en
caso de que el volumen calculado sea menor a 1500 lit., este último debe
considerarse como el volumen mínimo que la cámara puede tener. Habiendo
calculado el volumen con las procedimientos anteriores, se deben comparar y
observar cual es el mas adecuado para el diseño.
•
Dimensionamiento de las cámaras sedimentadoras
El fondo del tanque será de sección transversal en forma de V y la pendiente de
los lados respecto a la horizontal tendrá de 50° a 60°.
En la arista central se debe dejar una abertura para paso de los sólidos
removidos hacia el digestor de lodos, esta abertura será de 0.15 a 0.20 m. Uno
de los lados deberá prolongarse, de 15 a 20 cm, de modo que impida el paso
de gases y sólidos desprendidos del digestor hacia el sedimentador. La
ilustración de lo anterior junto al planteamiento esquemático de las alturas que
se calcularan a continuación se pueden observar en la figura 5.2.3.3.
275
Figura 5.2.3.3 Esquema frontal de la cámara de sedimentación
Se debe calcular el área de la sección transversal de la cámara del
sedimentador haciendo uso del volumen y el Largo ya encontrados y la
siguiente relación:
Atransversa l =
Vs
L
Las alturas planteadas en la figura 5.2.4.3 se calculan siguiendo la metodología
que se describe a continuación:
Cálculo de la altura del triángulo
htriángulo =
An .Tan φ
2
Con la altura encontrada se puede calcular el área del triangulo:
276
Atriángulo =
An .htriángulo
2
Si al área transversal (Atransversal), le restamos la del triangulo que se ha
encontrado, se obtiene el área del rectángulo, con la que se puede calcular su
altura:
Arectángulo = Atransversa l − Atriángulo
La altura del rectángulo es:
hrectángulo =
Arectángulo
An
La altura de transición (transición) debe tomarse de los rangos de parámetros
planteados como parte de este texto.
Por lo tanto la altura de las cámaras de sedimentación es:
hse dim entacián = hborde + hrectángulo + htriángulo + htransición
La altura anterior (altura de la cámara de sedimentación) debe encontrarse en
un rango cercano (ligeramente mayor) a la altura que se calcula con la siguiente
relación:
hsed = Cus . x.( R )
En el caso de que estas alturas no sean cercanas se tendrá que revisar el
dimensionamiento de las cámaras de sedimentación.
277
Las variables de la ecuación anterior tienen el mismo significado anteriormente
dado.
Área de ventilación y cámara de natas
Para el diseño de la superficie libre entre las paredes del digestor y el
sedimentador (zona de espuma o natas) se tendrán en cuenta los siguientes
criterios:
El espaciamiento libre puede variar de 0.60 a 1.0 m a cada lado, si el tanque
Imhoff solo cuenta con una cámara de sedimentación. Si el tanque imhoff
cuenta con dos cámaras de sedimentación se recomienda un ancho que varíe
de 0.60 a 1.00 m a cada lado y en medio de las dos cámaras de sedimentación,
tal como se indica en la figura 5.2.3.4
278
Figura 5.2.3.4 Vista en Planta de tanques Imhoff con una y dos cámaras de sedimentación
Con las cotas mostradas en los esquemas anteriores se debe calcular el área
de la superficie libre total, que representa el área de ventilación y natas. Esta
área deberá ser por lo menos el 30% de la superficie total del tanque.
El área libre se cálcula con la siguiente formula:
[
]
Anatas = Aefectivo − # unid * ( An + 0.50) * L
Donde:
Anatas:
Aefectivo:
An:
#unid.:
L:
Área de natas y ventilación (m2)
Ancho efectivo del tanque imhoff (sin ancho de paredes externas) (m)
Ancho interno de las cámaras de sedimentación (m)
Número de cámaras de sedimentación
Largo del tanque Imhoff y cámaras de sedimentación
279
Se debe comprobar que el área que se encontró represente al menos el 30 %
del área total superficial del tanque Imhoff, si no es así, se debe dimensionar
con un ancho mayor la zona de ventilación.
Se debe cumplir la siguiente relación:
%=
Anatas x100
. > 30%
LxAefectivo
Si se cumple con la relación anterior, se puede estar seguro del buen
dimensionamiento del área de ventilación, adicionalmente se debe dejar un
borde libre mínimo de 0.30 m.
El volumen del área de ventilación se puede determinar tomando una tasa de
30 litros/hab. y si el volumen calculado es menor de 1500 lit, se puede usar este
último valor para dimensionar la zona de venteo, espumas y gases.
Con el Volumen y el área encontrados se puede determinar la altura que será
necesaria en esta zona.
hnatas . y . gases =
Vzona .de.natas
Anatas
Esta altura debe compararse con la altura que se ha calculado para el sedimentador y
si hnatas< hsedimentación, es necesario redimensionar la cámara de sedimentación.
280
Diseño de la cámara de digestión
•
Volumen de almacenamiento y digestión Vd (m3)
Para el dimensionamiento del compartimiento de almacenamiento y digestión
de lodos (cámara inferior) se tendrá en cuenta la tabla 5.2.3.5 y el uso de la
siguiente fórmula:
Vd =
70 * P * fcr
1000
Donde:
fcr:
P:
Vd:
Factor de capacidad relativa, (Ver tabla 5.2.3.5).
Población.
Volumen de almacenamiento y digestión (m3)
El volumen de la tolva de lodos también se puede calcular considerando una
tasa de 70 litros por habitante (en lo que se refiere a espacio en la tolva de
lodos para un período de 6 meses) Si el volumen calculado es menor a 3,000
litros, este último valor es el que se debe considerar como volumen mínimo
para el dimensionamiento del compartimiento de digestión de lodos.
El fondo de la cámara de digestión tendrá formas de troncos de pirámide
invertida, para facilitar el retiro de los lodos digeridos. Las paredes laterales de
las tolvas tendrán una inclinación de 30° a 45° con respecto a la horizontal.
El número y dimensiones de las tolvas pueden variar desde una tolva (con las
dimensiones superiores iguales a la cámara superficial del tanque Imhoff), una
281
línea de tolvas en serie con ancho igual al ancho efectivo del tanque Imhoff y
longitud igual a (Largo / #de tolvas) (cuando solo hay una cámara
sedimentadora), dos líneas de tolvas en serie con ancho igual a la mitad del
ancho efectivo – 0.25m y longitud igual a Largo/# de tolvas en una línea
(cuando hay dos cámaras sedimentadoras) y así sucesivamente. En la figura
5.2.3.5. se ilustra lo anterior.
Figura 5.2.3.5.a Tanque Imhoff con una línea de tolvas en serie (una cámara de
sedimentación)
282
Figura 5.2.3.5.b Tanque Imhoff con dos líneas de tolvas en serie (dos cámaras de
sedimentación)
•
Determinación del número de tolvas y sus dimensiones
Se usa una tolva cuando el tanque es circular o rectangular de dimensiones
pequeñas, sus dimensiones son el ancho efectivo y el largo del tanque imhoff (o
el diámetro interno en el caso de los tanques circulares).
Cuando el tanque Imhoff es largo y sus dimensiones son grandes y se ha
diseñado solo una cámara de sedimentación, es necesario colocar una línea de
dos o más tolvas en serie, a continuación se proponen ecuaciones para calcular
el número de tolvas necesarias y sus dimensiones.
283
# tolvas =
L
Aefectivo
Cuando el tanque Imhoff es largo y sus dimensiones son grandes y se han
diseñado dos cámaras de sedimentación, es necesario colocar dos líneas de
dos o más tolvas en serie, las ecuaciones para calcular el número de tolvas
necesarias en este caso es:
# tolvas =
2*L
Aefectivo
Donde:
L:
Aefectivo:
#tolvas:
Largo del tanque Imhoff (dimensión interna sin incluir paredes) (m)
Ancho efectivo del tanque imhoff (sin ancho de paredes externas) (m)
Numero de tolvas (tomar el entero inferior al número que resulto del
cálculo)
Las dimensiones de las tolvas serán las siguientes:
Figura 5.2.3.6 Esquema de una tolva con sus dimensiones
284
Aefectivo − 0.25 (# unid .sed − 1)
Ancho de las tolvas
LT2 =
Largo de las tolvas
LT1 =
Se recomienda que
htolvas =
•
# unid .sed
L − 0.25 * (# tolvas / linea − 1)
# tolvas / linea
LT2
4
Cálculo del volumen por tolva
Aun cuando la tolva es una pirámide truncada, por simplicidad y porque no
incide en el resultado negativamente se usara la formula para calcular el
volumen de una pirámide:
Vtolvas =
•
( LT1 ) * ( LT2 ) * htolva
3
Cálculo del volumen
Este volumen se calcula multiplicando el volumen de una tolva por el número de
tolvas:
Vtolvas .total = # tolvas * Vtolvas
•
Dimensionamiento de la parte rectangular de la cámara de digestión
285
Se necesita calcular el volumen en la parte rectangular de la cámara de
digestión que almacenara el remanente de lodos que no se pueden almacenar
en las tolvas este volumen es:
Vrectángula r = Vtolvas .total − Vd
•
Vrectángular :
Volumen necesario en la parte rectangular de la cámara de digestión
Vd:
Volumen de almacenamiento y digestión (m3)
Altura de la parte rectangular de la cámara de digestión
La altura se calcula con la siguiente ecuación:
hrectángula r =
•
Vrectángula r
L
Altura de zona neutra
La altura máxima de los lodos deberá estar 0.50 m por debajo del fondo del
sedimentador.
•
Altura total del tanque Imhoff
h tan que.imhoff = hborde + hrectángulo + htriángulo + htransición + h zona.neutra + h rectángular + htolvas
h tan que.imhoff = h se dim entación + h zona.neutra + hrectángular + htolvas
286
Figura 5.2.3.7 Esquema del dimensionamiento de un tanque Imhoff
•
Tiempo requerido para digestión de lodos
El tiempo requerido para la digestión de lodos varía con la temperatura, para
esto se empleará la tabla 5.2.3.4, que muestra la variación del tiempo respecto
a la temperatura.
•
Frecuencia del retiro de lodos
287
Los lodos digeridos deberán retirarse periódicamente. Para estimar la
frecuencia de retiros de lodos se usarán los valores consignados en la tabla
5.2.4.4. La frecuencia de remoción de lodos deberá calcularse en base a estos
tiempos referenciales, considerando que existirá una mezcla de lodos frescos y
lodos digeridos; estos últimos ubicados al fondo del digestor. De este modo el
intervalo de tiempo entre extracciones de lodos sucesivas deberá ser por lo
menos el tiempo de digestión a excepción de la primera extracción en la que se
deberá esperar el doble de tiempo de digestión.
El diámetro mínimo de la tubería para la remoción de lodos será de 200 mm y
deberá estar ubicado 15 cm. por encima del fondo del tanque.
Para la remoción se requerirá de una carga hidráulica mínima de 1.80 m.
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LOS TANQUES IMHOFF
Antes de poner en funcionamiento un tanque Imhoff, deberá ser llenado con
agua limpia y si fuera posible, el tanque de digestión inoculado con lodo
proveniente de otra instalación similar para acelerar el desarrollo de los
microorganismos anaeróbicos encargados de la estabilización de la materia
orgánica. Es aconsejable que la puesta en funcionamiento se realice en los
meses de mayor temperatura para facilitar el desarrollo de los microorganismos.
A continuación se expone información importante en cuanto a la operación y
mantenimiento de los diferentes componentes de un tanque imhoff.
288
a. Zona de sedimentación
Si el tanque Imhoff dispone de más de un sedimentador, el caudal de ingreso
debe dividirse en partes iguales a cada una de ellas. Esta división de caudales
se realiza por medio del ajuste de la posición de las pantallas del repartidor de
caudal.
Toda la superficie de agua del sedimentador debe estar libre de la presencia de
sólidos flotantes, espumas, grasas y materiales asociados a las aguas
residuales, así como de material adherido a las paredes de concreto y
superficies metálicas con el cual los sólidos están en contacto. El material
flotante tiende a acumularse rápidamente sobre la superficie del reactor y debe
ser removido con el propósito de no afectar la calidad de los efluentes, por lo
que ésta actividad debe recibir una atención diaria, retirando todo el material
existente en la superficie de agua del sedimentador.
La recolección del material flotante se efectúa con un desnatador. La versión
común de esta herramienta consiste de una paleta cuadrada de 0.45 x 0.45 m
construida con malla de ¼” de abertura y acoplada a un listón de madera.
289
Figura 5.2.3.8 Operador limpiando las paredes de la cámara de sedimentación de un
tanque Imhoff
Las estructuras de ingreso y salida deberán limpiarse periódicamente, así
mismo los canales de alimentación de agua residual deben limpiarse una vez
concluida la maniobra de cambio de alimentación, con el propósito de impedir la
proliferación de insectos o la emanación de malos olores. Semanalmente o
cuando las circunstancias así lo requieran, los sólidos depositados en las
paredes del sedimentador deben ser retirados y la grasa y sólidos acumulados
en las paredes a la altura de la línea de agua deben ser removidos con un
raspador metálico. La experiencia del operador le indicará que otras actividades
deben ser ejecutadas.
290
b. Zona de ventilación
Cuando la digestión de los lodos se realiza en forma normal, es muy pequeña la
atención que se presta a la ventilación. Si la nata permanece húmeda, ella
continuará digiriéndose en la zona de ventilación y progresivamente irá
sedimentándose dentro del compartimiento de digestión.
Un exceso de material flotante en la zona de ventilación puede producir olores
ofensivos y a la vez cubrir su superficie con una pequeña capa de espuma, lo
que impide el escape de los gases. Para mantener estas condiciones bajo
control, la capa de espuma debe ser rota o quebrada periódicamente antes de
que seque. La rotura de la capa se puede ejecutar con chorros de agua
proveniente de la zona de sedimentación o manualmente quebrando y
sumergiendo la capa con ayuda de trinches, palas o cualquier otro medio. Esta
nata o espuma puede ser descargada a los lechos de secado o en su defecto
enterrado o ser dispuesto en el relleno sanitario, de igual manera se procede
con los residuos conformados por grasas y aceites.
La zona de ventilación de la cámara de digestión, debe encontrarse libre de
natas o de sólidos flotantes, que hayan sido acarreados a la superficie por
burbujas de gas. Para hundir esta nata es conveniente el riego con agua a
presión, si no se logra esto, es mejor retirarlas y enterrarlas inmediatamente. La
experiencia indica la frecuencia de limpieza, pero cuando menos, debe
realizarse mensualmente. Generalmente se ayuda a corregir la presencia de
291
espuma usando cal hidratada, la cual se agrega por las áreas de ventilación.
Conviene agregar una suspensión de cal a razón aproximada de 5 Kg. por cada
1000 habitantes.
Figura 5.2.3.9 Operador colocando cal hidratada en las zonas de ventilación
de un
tanque Imhoff
c. Zona de digestión de lodos
Es importante determinar constantemente el nivel de lodos para programar su
drenaje en el momento oportuno. Cuando menos una vez al mes, debe
determinarse el nivel al que llegan los lodos en su compartimiento. Los lodos
digeridos se extraen de la cámara de digestión abriendo lentamente la válvula
de la línea de lodos y dejándolos escurrir hacia los lechos de secado. La fuga
292
de material flotante en la salida del sedimentador será un indicio de la
necesidad de una extracción mas frecuente de lodo del digestor. Se recomienda
que en cada descarga de lodos, se tome la temperatura del material que se
esta escurriendo, lo mismo que la temperatura ambiente. Con esto se tiene una
indicación muy valiosa de las condiciones en que se esta realizando la
digestión. Es deseable mantener el lodo el mayor tiempo posible en la zona de
digestión a fin de lograr una buena estabilización. El nivel de lodo debe ser
mantenido entre 0.5 y un metro por debajo de la ranura del sedimentador y en
especial de su deflector. Es aconsejable que durante los meses de verano se
drene la mayor cantidad posible de lodos para proveer capacidad de
almacenamiento y estabilización de los lodos en época de invierno.
Por ningún motivo debe drenarse la totalidad de lodos, siendo razonable
descargar no más de 15% de volumen total o la cantidad que pueda ser
aceptada por un lecho de secado. El drenaje de lodo debe ejecutarse
lentamente para prevenir alteración en la capa de lodo fresco.
293
5.3 TRATAMIENTO SECUNDARIO
5.3.1 GUIA PARA EL DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACIÓN
Las lagunas de estabilización son estructuras construidas de tierra, diseñadas
para el tratamiento de aguas residuales por medio de la interacción de la
biomasa (principalmente bacterias y algas). La función real del proceso es
estabilizar la materia orgánica y remover los patógenos de las aguas residuales
realizando una descomposición biológica natural; normalmente se diseña el
proceso para la remoción de DBO, sólidos suspendidos, y coliformes fecales.
En este manual el término lagunas de estabilización incluye lagunas
anaeróbicas, facultativas y lagunas de maduración.
Las lagunas que reciben agua residual cruda son lagunas primarias. Las
lagunas que reciben el efluente de una primaria se llaman secundarias; y así
sucesivamente las lagunas de estabilización se pueden llamar terciarias,
cuaternarias, quintenarias, etc. A las lagunas de grado más allá del segundo
también se les suele llamar lagunas de acabado, maduración o pulimento.
Numerosas experiencias realizadas a través de más de cuarenta años, han
estimulado múltiples intentos para desarrollar modelos matemáticos que
permitan diseñar lagunas de estabilización en función de la remoción de la DBO
esperada, entre estos modelos se pueden mencionar:
ƒ
Diseño empírico por carga superficial (Towne, Davis&otros)
ƒ
Diseño empírico volumétrico (Gloyna, Hermann&otros)
ƒ
Cálculo de lagunas fotosintéticas (Oswald, Gotaas&otros)
294
ƒ
Método racional basado en la cinética del proceso (Marais, Shaw&otros)
ƒ
Modelos basados en la dinámica de los ciclos de nutrientes (Ferrara,
Harleman&otros).
Ninguno de estos métodos ha logrado una aceptación universal. Las
discrepancias entre objetivos de las lagunas, metodologías de evaluación y
climas, dan como resultado la existencia de mucha literatura contradictoria que,
lejos de orientar, confunde a los recién iniciados en el uso de lagunas de
estabilización cuando tratan de adquirir conocimientos mediante la adquisición
masiva de información.
Al estudiar la cinética del proceso que se lleva a cabo en una laguna de
estabilización, caben varias hipótesis. Una de ellas, es la de suponer que hay
una “mezcla completa” del agua servida que acaba de ingresar en la laguna.
Otra hipótesis supone “flujo pistón”, es decir, que el agua servida recién
ingresada fluye como “un pistón en un cilindro”, y se va estabilizando en forma
gradual. El fenómeno de “flujo pistón” se ha podido apreciar en lagunas
“alargadas”, en las que la relación largo-ancho es superior a 3; sin embargo,
estudios realizados demuestran que no hay lagunas que trabajen totalmente
bajo el régimen de “mezcla completa”, o totalmente bajo el régimen de “flujo a
pistón”, en realidad, las lagunas trabajan bajo un régimen de “flujo disperso”,
en el que se presenta simultáneamente ambos tipos de flujo. A continuación se
describen brevemente los tipos de lagunas a los que se hará referencia en este
manual, debido a que son los tipos usados en El Salvador.
295
Lagunas Anaeróbicas
Las lagunas anaeróbicas son estanques de profundidad de 3.0 a 5.0 metros con
un período de retención hidráulica de 1.0 a 5.0 días (Yánez, 1992). En la Figura
5.3.1.1 se presenta un diagrama del proceso que se lleva a cabo en una laguna
anaeróbica.
Afluente
Efluente
Capa de Natas
4m
Biogases: CO2
CH4
NH3
H2S
1
3
Lodos
Figura 5.3.1.1: Diagrama de laguna anaeróbica.
La formación de nata en este tipo de lagunas, es un factor importante en su
operación. Las natas cubren la superficie y ayudan al mantenimiento de
condiciones anaeróbicas, disminuyendo la reaeración por el viento y
manteniendo condiciones para tener una tasa alta de reacción por la retención
de calor en la laguna.
La remoción de sólidos suspendidos en el proceso de tratamiento anaeróbico
es del orden de 70 por ciento (MOPT, 1991). Estos sólidos se acumulan en el
fondo de las lagunas, donde se digieren bajo condiciones anaeróbicas. En el
296
proceso se forman burbujas que causan que una fracción de los lodos suba,
formando la nata de la superficie.
Lagunas Facultativas
Las lagunas facultativas se caracterizan por tener una zona aeróbica en el
estrato superior, donde existe la simbiosis entre algas y bacterias, y una zona
anaeróbica en el fondo. Las bacterias aeróbicas realizan el tratamiento de los
desechos mediante la asimilación y oxidación de la materia orgánica, con la
producción de bióxido de carbono y productos secundarios de nutrientes como
amoníaco y nitrato. Las algas utilizan el bióxido de carbono y los nutrientes para
producir oxígeno a través de la fotosíntesis. En el fondo de la laguna existen
condiciones anaeróbicas, donde la descomposición ocurre como en una laguna
anaeróbica. El propósito de las lagunas facultativas es remover la DBO bajo
condiciones aeróbicas, la laguna también contribuye a la remoción de
patógenos a través del largo período de retención hidráulica típico en el diseño,
que permite la sedimentación de huevos de helmintos y la mortalidad de
bacterias.
297
Afluente
CO2
Algas
O2
Zona Aeróbica
CO2 CH4
O2
Efluente
CO2
Bacterias
1.8m
1
3
Lodos Acumulados en Zona Anaeróbica
Figura 5.3.1.2: Diagrama de laguna facultativa.
El método más conveniente para realizar el diseño de una laguna facultativa es
el método de la carga orgánica superficial.
Lagunas de maduración
Las lagunas de maduración son prácticamente lagunas aeróbicas, donde se
mantiene un ambiente aeróbico en toda su estrato. El propósito principal de las
lagunas de maduración es proveer un período de retención hidráulica adicional
para la remoción de los patógenos; también el de mejorar la calidad del efluente
en términos de DBO. La profundidad de estas lagunas es pequeña en relación
con la que se considera en las lagunas anaeróbicas y suele andar entre 1 y 2
m. La relación largo-ancho de estas lagunas es grande y puede ir de 1:3 a 1:50,
en este tipo de lagunas, generalmente se supone que el flujo es de tipo pistón y
para lograrlo, en la práctica, se hace uso de mamparas, lo que permite simular
este tipo de flujo.
298
Sistemas de Lagunas
Cuando se diseñan sistemas de lagunas, debe tomarse en consideración que
las baterías de lagunas primarias, pueden estar formadas por facultativas o
anaeróbicas, en paralelo, seguidas por dos o tres lagunas de maduración en
serie, como se muestra en las Figuras 5.3.1.3 y 5.3.1.4. Se deben diseñar las
lagunas primarias en paralelo para que cuando exista la necesidad de dar
mantenimiento a una de ellas la otra pueda mantenerse en operación. Se
diseña lagunas anaeróbicas y facultativas para remover la DBO, SS y controlar
el proceso de tratamiento; después, se diseña lagunas de maduración para
remover patógenos aprovechando la remoción anterior en las lagunas
anaeróbicas o facultativas. A continuación se muestran algunos sistemas de
lagunas de estabilización.
Pretratamiento
Afluente
Laguna
Facultativa
Laguna
Facultativa
Efluente
Final
Lagunas de maduración
con mamparas para flujo
de tipo pistón
Figura 5.3.1.3: Lagunas facultativas en paralelo seguida por lagunas de maduración.
299
P re tra ta m ie n to
A flu e n te
A
A
F
A
A
F
E flu e n te
F in a l
L a g u n a s d e m a d u ra c ió n
c o n m a m p a ra s p a ra flu jo
d e tip o p is tó n
Figura 5.3.1.4: Lagunas anaeróbicas y una facultativa, seguidas por dos lagunas de
maduración en serie.
El uso de mamparas, mostrado en las lagunas de maduración de los esquemas
anteriores, es muy útil cuando no se dispone de un terreno largo para la
construcción de lagunas con una relación largo ancho grande, En las siguientes
imágenes se muestran ejemplos reales del uso de mamparas.
300
Figuras 5.3.1.4.a: Ejemplos de lagunas de maduración que están canalizadas con
mamparas. En la foto de arriba la relación largo/ancho aproxima 20/1, y en la foto abajo
50/1. En la foto abajo, las mamparas están demasiado arriba del nivel del agua y prohíben
la insolación solar por la sombra que forman; deben estar más por abajo como en la foto
arriba. (Foto arriba: Trinidad, Honduras; abajo: Morocelí, Honduras)
A fin de mostrar los componentes de los sistemas de lagunas, se han preparado
las siguientes figuras, que muestran detalles que ayudan a identificar las obras
de arte necesarias, para llevar a cabo la interconexión de sistemas de lagunas.
301
G
10
F
9
DIQUE 3.00
ACABADO III
10.50
C
5
E
8
7
DIQUE 3.25
FACULTATIVAII
B
3
DIQUE 3.75m
ANAEROBICA I
D
6
Y
FONDO -1.00
AGUA 3.00
FONDO 0.75
AGUA 2.75
11.00
4
1
DIQUE 3.75
FACULTATIVA I
A
2
X
FONDO 1.00
AGUA 3.00
FONDO 0.50
AGUA 2.50
FONDO 0.25
AGUA 2.25
12.50
DIQUE 3.50m
FACULTATIVA II
10.00
10.00
11
10.50
FONDO 0.50
AGUA 2.50
FONDO 0.25
AGUA 2.25
X
DIQUE 3.25m
ACABADO III
10.00
Y
10.50
Z1
10.00
DIQUE 3.00
ACABADO IV
Z2
100.00 m
Z3
Z3
Z2
Z1
220.00 m
Letras = LAGUNAS
A
Números = OBRAS DE ARTE
1
Figura 5.3.1.5: Esquema mostrando un sistema de Lagunas.
0.25
4.0
3.0
G
3.50
2.00
0.50
F
M
E
10.00
30.00
M
3.00
C
B
0.25
0.50
3.75
3.25
M
A
1.00
M
3.00
30.00
3.50
2.00
3.75
3.25
10.00
30.00
11.00
Figura 5.3.1.6: Vista en planta de los diques y de las Lagunas B y C.
302
Z3
LAG. G
Nivel del
Terreno
3.00
M
0.00
0.25
2.75
3.00
M
M
LAG. E
3.50
2.50
3.00
3.00
10.50
LAG. F
3.25
2.25
2
1
10.50
M
M
0.50
26.00
26.00
30.00
30.00
34.00
34.00
Z3
Z1
3.50
3.75
2.75
M
0.00
LAGUNA D
12.50
LAGUNA E
3.75
3.00
3.00
3.00
M
0.75
M
M
1.00
56.00
22.00
60.00
30.00
64.00
38.00
Z1
Figura 5.3.1.7: Perfil de los diques y de las lagunas sobre el eje Y-Y de la figura 5.3.1.5.
Y
DE LA CANALETA
PARSHALL
0.40
A LA LAGUNA "A"
X
X
A LA LAGUNA "D"
0.40
CONCRETO 12" diametro
FIGURA 5.3.1.8 :
OBRA DE ARTE Nº 1
ESTRUCTURA PARA
DISTRIBUCION DE CAUDALES
Y
Figura 5.3.1.8: Obra de arte No 1. Estructura para distribución de caudales.
303
H=0.20
Y
B=0.15
CORTE X-X
X
Y
DETALLE DEL BORDE AFILADO DE
LA COMPUERTA EN CHAPA DE
ACERO DE 6 mm. (14")
0.40
0.40
B=0.15
H=0.20
COMPUERTA METALICA DE
BORDES AFILADOS
0.006
CORTE Y-Y
X
Figura 5.3.1.9: Cortes de la Obra de arte No 1.
3.75
3.00
PVC 20 CMS DE DIAMETRO
VER DETALLES DE ESTA
CAJA EN FIGURAS Nos. 8 Y 9
LAGUNA A
3.75
3.00
PVC 20 CMS DE DIAMETRO
LAGUNA D
Figura 5.3.1.10: Detalles de las estructuras de entrada – Obras de arte No 2 y No 3.
304
Y
X
0.40
X
Y
Nota: ESTA OBRA DE ARTE ES IGUAL PARA LAS OBRAS DE ARTE Nos. 3,4,5,7,8,9 Y 10
Figura 5.3.1.11: Vista en planta de la caja de estructuras de entrada. Obras de arte No 2 y
No 3.
Y
3.75
3.75
B=0.15
H=0.20
3.40
3.00
CORTE X-X
Y
X
B=0.15
H=0.20
CORTE Y-Y
FIGURA 5.3.1.12 :
CORTES DE LA
CAJA DE LA
ESTRUCTURA DE
ENTRADA
X
Figura 5.3.1.12: Cortes de la caja de la estructura de entrada.
305
LAGUNA A
LAGUNA B
3.75
3.25
3.00
2.50
TUBO DE PVC DE 0.20 m. DE DIAMETRO POR 6m DE LARGO
TUBO DE PVC DE 0.20 m. DE DIAMETRO
POR 6m DE LARGO
VER DETALLES DE ESTA CAJA EN
EN LAS FIGURAS Nos. 11 Y 12
Nota: LA VISTA DE PLANTA DE LA CAJA ES
IGUAL A LA QUE SE PRESENTA EN LA
FIGURA 5.3.1.11 PARA LA ESTRUCTURA
DE ENTRADA, POR ESTA RAZON EN
LAS FIGURAS Nos. 5.3.1.15 y 5.3.1.16 SOLO SE
PRESENTAN LOS CORTES X-X e Y-Y
Figura 5.3.1.13: Detalle de la estructura de interconexión entre las lagunas A y B. Obra de
arte No3.
Y
Y
3.75
3.75
3.75
3.00
0.50
h
0.20
0.08
B
0.30
B+h=
B+h= 0.50
0.30
0.42
B
DETALLE DEL BORDE AFILADO DE
LA COMPUERTA EN CHAPA DE
ACERO DE 6 mm. (14")
0.42
h
COMPUERTA METALICA
DE BORDE AFILADO
0.20
0.08
3.00
3.75
2.50
FIGURA 5.3.1.14:
CORTE X-X DE LA OBRA DE
ARTE No 3, CUYA PLANTA ES
IGUAL A LA MOSTRADA EN LA
FIGURA 5.3.1.11
0.40
FIGURA 5.3.1.15:
CORTE Y-Y DE LA OBRA DE
ARTE No 3, CUYA PLANTA ES
IGUAL A LA MOSTRADA EN LA
FIGURA 5.3.1.11
Y
Y
Figura 5.3.1.14 y 5.3.1.15: Cortes de la Obra de arte No 3.
Con las figuras anteriores se espera que se obtenga una idea de las obras de
entrada, salida y conexión de los sistemas de lagunas.
306
DESARROLLO SIMPLIFICADO DE LOS MODELOS MATEMATICOS USADOS
EN LAGUNAS DE ESTABILIZACION PARA LA PREDICCION DE LA
REMOCION DE PATOGENOS Y DE CARGA ORGANICA
EFICIENCIA DE REMOCION DE PATOGENOS
a. Mezcla Completa
Suponiendo mezcla completa y utilizando como indicador los coliformes fecales,
tanto las lagunas facultativas como las anaeróbicas siguen el siguiente modelo:
Figura 5.3.1.16 Representación del modelo de mezcla completa en la remoción de
patógenos.
N o . + .cambio = N p
Cambio =
dN
.V = − k b NV ⎯
⎯→ QN o + (− k b N pV ) = QN
dt
N o = N (1 + k b
Pero
Np
V
1
=
) ⎯
⎯→
No 1+ k V
Q
b
Q
V
=R
Q
⎯
⎯→
Np
No
=
1
1 + kb R
Donde:
No:
Np:
R:
Número de bacterias coliformes fecales (por 100 ml) en el afluente
Número de bacterias coliformes fecales (por 100 ml) en el efluente
Período de retención en días
307
Kb:
Constante de reacción para la remoción de coliformes fecales. Como se ha
encontrado que kb tiende a tener valores más bajos en las lagunas anaeróbicas que en
las facultativas, constituye una sana práctica llamar a esta constante: Kba en las lagunas
anaeróbicas; y Kbf en las lagunas facultativas.
Las lagunas anaerobias son menos eficientes que las facultativas en la
reducción de coliformes. Los coeficientes de mortalidad bacteriana deben
determinarse experimentalmente. En el caso de que no se determinen de la
manera antes mencionada, como alternativa se puede determinar la reducción
bacteriana considerando mezcla completa y los siguientes coeficientes de
mortalidad global que aparecen en la tabla
Carga Kg. DBO/(ha·d)
400
600
800
1000
1200
1400
Coeficiente de mortalidad, (días-1)
0.60
0.55
0.50
0.46
0.41
0.37
Tabla 5.3.1.1 Coeficientes de mortalidad para la determinación de la reducción bacteriana
Experiencias efectuadas por CEPIS han probado que la mortalidad de
coliformes fecales y de patógenos como las salmonellas es semejante, por lo
que las ecuaciones anteriores se aplican para la remoción de estos.
b. Flujo disperso
En la práctica, de manera real, el flujo no es a mezcla completa, ni flujo a pistón,
sino que es disperso. Este modelo se desarrolla a partir de un balance de
308
material, alrededor de un reactor con flujo laminar tipo pistón, en el cual existen
dos mecanismos de transporte:
•
La dispersión convectiva en la dirección del flujo y
•
La dispersión molecular axial.
La solución de este balance de masa ha sido publicada por Wehner y Wilhem y
traída a la bibliografía de la Ingeniería Sanitaria por Thirimurthy. La formulación
para condiciones de flujo intermedias entre flujo a pistón y a mezcla completa
es la siguiente:
Np
No
4ae
=
(1 + a ) .e
2
(
a
)
2d
(
1
)
2d
− (1 − a ) .e
2
−(
a
)
2d
Donde:
No y Np igual a como se planteo en las ecuaciones anteriores
a:
Constante del modelo, expresada por la siguiente relación:
a = 1 + 4k b Rd
Donde:
Constante neta de reacción de reducción de coliformes, días-1
kb:
R:
Período de retención.
d:
Constante de difusidad o factor de dispersión adimensional, que es una
característica de cada laguna.
Para evaluaciones en proyectos el valor “d” puede calcularse usando la
siguiente ecuación:
1.158 .[R ( A + 2 H u ) ] ( A)1.511
(T + 42.5) 0.734 ( LH u )1.489
0.489
d=
309
Donde:
T:
A:
L:
Hu:
R:
Temperatura promedio del agua (ºC)
Ancho de la Laguna (m)
Largo de la Laguna (m)
Profundidad de la Laguna (m)
Período de retención hidráulica (horas)
Para efectos de diseño, el valor “d” se calculará conforme a la ecuación
propuesta por Sáenz como sigue:
d=
L/ A
− 0.26118 + 0.25392 ( L / A) + 1.01368 ( L / A) 2
Donde:
A:
L:
Ancho de la Laguna (m)
Largo de la Laguna (m)
Si d<2 (como es lo usual en lagunas de estabilización), la expresión que
permite predecir la variación de los coliformes fecales, se reduce a lo siguiente:
Np
No
(
=
1− a
)
2d
4 ae
(1 + a ) 2
Una de las características fundamentales del modelo del flujo disperso es la
solución para condiciones extremas. Las ecuaciones anteriores se resuelven
con la expresión del modelo de flujo tipo pistón, para el valor d=0 y con la
expresión del modelo de mezcla completa, para el valor d=α.
De acuerdo a las investigaciones de Chiang y Gloyna, el orden de magnitud de
las constantes de biodegradación kb es:
310
ƒ
0.17 a 0.20 para lagunas facultativas y
ƒ
0.13 a 0.16 para lagunas de maduración.
Se recomienda para uso de este modelo, en lagunas en serie, la disminución
del coeficiente después de la primera unidad.
c. Flujo intermitente o a pistón
Por lo general, se procura construir las lagunas de estabilización de forma
proporcionada (de manera que la relación largo-ancho sea menor de 3). Sin
embargo, en lugares quebrados donde no hay disponibilidad de terreno plano,
se ha recurrido a construir lagunas alargadas tratando de seguir las curvas de
nivel del terreno.
Se ha observado que en las lagunas alargadas, la calidad del agua va variando
gradualmente de la entrada hacia la salida, por lo que sería inapropiado utilizar
los modelos anteriormente presentados para la hipótesis de mezcla completa.
En el modelo flujo a pistón que se presenta en estos casos, rige la ley de Chick.
311
Figura 5.3.1.16 Modelo de flujo pistón en la remoción de patógenos.
Log
Np
No
Np
No
= − k '.t ⎯
⎯→ si.k bp = 2.3k ' ⎯
⎯→ Ln
=e
− k b p .t
⎯
⎯→
Np
No
= − k bp .t
dN
= −kbp N p Ley de Chick.
dt
Para lagunas de estabilización que le darán tratamiento a agua residual
doméstica (20 ºC), tenemos que kbp varía en el siguiente rango:
(1 < k bp < 2).días −1
Y varía de acuerdo a la temperatura con la siguiente ecuación:
k bp t = k bp 20 x1.19 (T −20 )
(ARCEIVALA)
En las ecuaciones anteriores kbp es la constante de reacción para coliformes
fecales bajo flujo a pistón.
312
EFICIENCIA EN LA REMOCION DE CARGA ORGÁNICA
Lo
DBO mg/l
L
Y
Y
t
t en días
Figura 5.3.1.17 Representación general del modelo para la remoción de DBO.
dL
= − kL
dt
Obsérvese que la ecuación anterior es matemáticamente similar a la mostrada
en la representación del cambio de la entrada respecto a la salida de
patógenos. Lo anterior implica que las ecuaciones de los modelos de remoción
de coliformes son aplicables a este caso, sustituyendo kb por kTm, kTa, kTf según
sea el caso, y reemplazando Np y No por Lp y Lo respectivamente. De esta
manera llegamos a las siguientes ecuaciones:
Lagunas anaeróbicas
Mezcla completa
Lp
Lo
=
1
1 + kTa R
La relación de Vincent, presentada a continuación, da alguna idea sobre el valor
de kTa.
313
K Ta
⎡L ⎤
= Ka ⎢ p ⎥
⎣ Lo ⎦
n
Donde:
Lp
Lo
ka
kTa
R
n
DBO5 del efluente (mg/lit)
DBO5 del afluente (mg/lit)
Constante por DBO en Lagunas anaeróbicas (días-1)
Constante de degradación anaeróbica por DBO, para la temperatura T (días-1)
Período de retención (días)
Constante adimensional
Este modelo sufre restricciones muy grandes, porque solo puede ser aplicado
entre límites estrechos. Por ejemplo, si se intenta lograr un mejor efluente (Lp
pequeño), aumentando el tiempo de retención (R), normalmente la laguna se
transforma en parcialmente o totalmente facultativa, a no ser que se profundice
el estanque. Para eficiencias altas, kTa es muy bajo, por esta razón, las lagunas
anaeróbicas se suelen diseñar para eficiencias menores del 50% en remoción
de DBO.
Además, los coeficientes y constantes son muy diferentes de un lugar a otro:
Por ejemplo, Vincent encontró para Sudáfrica los valores n=4.8 y ka=6.0 días-1;
mientras Kawai determinó n=3.6 y ka=38.5 días-1 en lagunas del estado de Sao
Paulo, Brasil, de clima semejante.
Haciendo uso de la relación de Vincent se obtienen valores de kTa de 0.22; 0.13
y 0.07 días-1 para eficiencias del 50%, 55% y 60% respectivamente.
Tanto ka como n dependen del clima, en especial de la temperatura.
Despejando el período de retención de la ecuación tenemos:
314
R=
( L p / Lo ) − 1
kTa
De acuerdo con la anterior notación, la eficiencia de la laguna estará dada por
la relación:
Eficiencia =
100 ( Lo − L p )
Lo
Se recomienda diseñar lagunas anaeróbicas para eficiencias entre el 30 y el
50%. Las constantes ka y n se deberán evaluar experimentalmente en
proyectos existentes o en sistemas "piloto" de lagunas. Para elevaciones
moderadas (menos de 1,000 metros), temperaturas de 20°C y valores de R de
1, 3 y 13 días, resultan eficiencias del 32, 40 Y 50%. Al hacer evaluaciones de
ka y n se recomienda usar la temperatura promedio del período de retención
estudiado.
Debido a la geometría de las lagunas anaeróbicas, solo conviene estudiar el
modelo de mezcla completa.
Lagunas facultativas y de maduración
Mezcla completa
Se recomienda usar el siguiente modelo:
Lp
Lo
=
1
kTf R + 1
315
Donde:
kTf es la constante de reacción por DBO en lagunas facultativas en días-1.
Despejando el período de retención, se tiene:
R=
( L p / Lo ) − 1
kTf
Se recomiendan eficiencias entre el 70 y el 90 %. Se ha encontrado que para
temperaturas de 35 °C, kTf varía con la temperatura siguiendo la relación:
(k Tf35° C )/(k Tf ) = 1.085 (35 − T)
T:
Temperatura a la cual funciona la laguna.
En base a la ecuación anterior se ha calculado la siguiente tabla de valores de
kf en función de la temperatura:
Temperatura en
°C
KTf en días-1
5
10
15
20
25
30
35
0.103
0.12
0.24
0.35
0.53
0.80
1.20
Tabla 5.3.1.2 Variación de la constante de reacción por DBO para lagunas facultativas y
de maduración respecto a la temperatura en el modelo de mezcla completa.
Al proyectar lagunas se debe tomar en cuenta que la temperatura de las
mismas será entre dos y cuatro grados, mayor que la del ambiente (observado
en estudios realizados en San Juan, Lima, Perú; y Guanacaste, Costa Rica).
Para un valor de kTf = 0.35 días-1 se obtienen valores de R de 9.5, 11.4 y 25.7
días para eficiencias del 70, 80 y 90%.
316
Flujo disperso
(
Lp
1− a
)
4 a.e 2.d
=
Lo
(1 + a ) 2
a = 1+ 4k f .R.d
Para calcular “d” úsese las ecuaciones presentadas en los apartados anteriores.
Flujo a pistón
Para flujo a pistón se usa la siguiente ecuación:
Lp
Lo
=e
−k p R
Donde
e:
kp:
Base de los logaritmos neperianos = 2.718282
Constante de reacción para DBO bajo flujo a pistón
En estudios realizados se ha establecido que kp varía con la temperatura y con
la tasa de trabajo "i" que se esté aplicando a la laguna según la siguiente tabla:
Tasa de trabajo “i” en Kg de DBO5 por hectárea
x día
45
67
90
112
Kp 20 °C en días-1
0.071
0.083
0.096
0.129
Tabla 5.3.1.3 Variación de la constante de reacción por DBO para lagunas facultativas y
de maduración respecto a la temperatura tasa de trabajo en el modelo de flujo pistón.
317
PARAMETROS DE DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACION
LAGUNAS ANAEROBICAS
Parámetro
Unidad
Relación Largo-Ancho
Tiempo de retención
Distancias mínimas de lagunas a
urbanizaciones
Carga superficial (para asegurar
condición anaerobia)
Carga Volumétrica máxima para
temperaturas >=20 ºC
Carga Volumétrica si el estudio de
impacto ambiental establece que el
factor de malos olores no es de
consideración
Carga Volumétrica máxima para
temperaturas <20 ºC
Profundidad
Aporte de Acumulación de lodos
Periodo de remoción de lodos
Eficiencia de Remoción de DBO
Coeficiente de mortalidad para la
determinación de la reducción
bacteriana (mezcla completa)
Días
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
2:1
1 a 5a
1a5
m
1000
Kg.
DBO/Ha/día.
>1000
>1000
100 a 300
a
g DBO/m3día
200 a 400a
<300
3
g DBO/m día
a
400
3
g DBO/m /día
a
<200
m
L/hab/año
años
%
2.5 a 5.00
40
5 a 10
30 a 70 a
días-1
0.37 a 0.60 a
2.5 a 5.00
40
50
Ver información ampliada en este mismo documento después de las tablas
Tabla 5.3.1.4 Parámetros de diseño para lagunas anaeróbicas.
LAGUNAS FACULTATIVAS
Parámetro
Unidad
Relación Largo-Ancho
Tiempo de retención
Distancias mínimas de lagunas a
urbanizaciones
Profundidad
Periodo de limpieza
Altura de borde adicional
Coeficiente de mortalidad bacteriana
para temperaturas alrededor de 20ºC
Carga de diseño superficial máxima
aplicable
Factor de dispersión “d”
Días
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
3:1
5 a 30
m
500
m
años
m
1 a 2.5
10
0.30
>1.50
5 a 10
0.8 a 1.6 (1.00)
0.30 a 1.00
-1
día
kg DBO
/Ha.día
-
100 a 250
a
(T-20)
Cd=250x1.05
Tabla 5.3.1.5 Parámetros de diseño para lagunas facultativas.
318
LAGUNAS DE MADURACION
Parámetro
Relación Largo-Ancho
Tiempo de Retención
Distancias mínimas
urbanizaciones
Unidad
días
de
lagunas
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
3:1
>5
>10
a
Csr = 0.941Csa 7.16
Carga superficial
Carga
Volumétrica
máxima
para
temperaturas >20 ºC
Profundidad
Coeficiente de mortalidad neto
Factor de dispersión “d” (para relaciones
de largo/ancho de 1 a 8)
m
0.90 a 1.5
KT = K20*1.07T-20
-
0.12 a 1.00
0.12 a
1.00
Tabla 5.3.1.6 Parámetros de diseño para lagunas de maduración.
ASPECTOS DE IMPORTANCIA SOBRE LAGUNAS ENCONCONTRADOS EN
LA NORMA BOLIVIANA
Carga orgánica máxima aplicable
Según el tipo de laguna y la altura sobre el nivel del mar, en la tabla 5.3.1.6 se
presentan los valores recomendados para la carga orgánica máxima aplicable y
otros parámetros de diseño que deberán ser utilizados.
Carga máxima aplicable
Zona
Altura
(msnm)
Altiplánica
Valles
Llanos
4000
2500
400
Anaeróbica
3
(gr.DBO/m /día)
Facultativa
(kg/DBO/Ha.día)
Temperatura
promedio del
agua (°C)
100
200
400
100
200
250
9
21
24
Saturación
de
oxigeno
disuelto
(mg/l)
6.8
7.0
8.4
Radiación
solar
2
(Cal/cm /día)
Tabla 5.3.1.7 Parámetros de diseño para lagunas según norma Boliviana.
550
300
200
319
ASPECTOS DE IMPORTANCIA SOBRE LAGUNAS ENCONCONTRADOS EN
LA NORMA COLOMBIANA
Lagunas anaeróbicas
Tiempo de retención hidráulica
Los tiempos de retención hidráulica a usar son función de la temperatura del
agua del mes más frío, y de la eficiencia de remoción requerida. Las tablas
5.3.1.8 y 5.3.1.9 presentan valores típicos recomendados para diferentes casos.
Período de retención, días
1
2.5
5
Reducción de DBO5, % (T>20°C)
50
60
70
TABLA 5.3.1.8 Eficiencia de lagunas anaerobias en función del período de retención
Temperatura, °C
10 - 15
15 - 20
20 - 25
25 - 30
Período de retención, días
4-5
2-3
1-2
1-2
Remoción de DBO, %
30 - 40
40 - 50
50 - 60
60 - 70
TABLA 5.3.1.9 Relación entre la temperatura, período de retención y eficiencias de DBO
en lagunas anaerobias
Remoción de coliformes
Las lagunas anaerobias son menos eficientes que las facultativas en la
reducción de coliformes. Los coeficientes de mortalidad bacteriana deben ser
determinados experimentalmente. Cuando no se pueden determinar, como
alternativa se pueden usar los siguientes coeficientes de mortalidad global que
aparecen en la tabla 5.3.1.10
320
Carga Kg. DBO/ (hab.x día)
400
600
800
1000
1200
1400
Coeficiente de mortalidad, días-1
0.60
0.55
0.50
0.46
0.41
0.37
TABLA 5.3.1.10 Coeficientes de mortalidad para la determinación de la reducción
bacteriana respecto a la carga percápita de DBO.
ASPECTOS DE IMPORTANCIA SOBRE LAGUNAS ENCONCONTRADOS EN
LA NORMA MEXICANA
Lagunas de maduración
El factor de dispersión para uso en el modelo de flujo disperso, puede ser
determinado según la forma de la laguna. En función de la relación largo/ancho,
se recomiendan los valores que aparecen en la tabla 5.3.1.11
Relación
largo/ancho
1
2
4
8
Factor de dispersión
“d”
1.00
0.50
0.25
0.12
TABLA 5.3.1.11 Factor de dispersión de acuerdo a la relación Largo-Ancho. Según Norma
Mexicana
Normas generales para el diseño de sistemas de lagunas
a) En la concepción del proyecto se deben seguir las siguientes
consideraciones:
•
El diseño debe concebirse por lo menos con dos unidades en paralelo para
permitir la operación de una de las unidades durante la limpieza.
321
•
La forma de las lagunas depende del tipo de cada una de las unidades. Para
las lagunas anaerobias y aereadas se recomiendan formas cuadradas o
ligeramente rectangulares. Para las lagunas facultativas se recomienda
formas alargadas; se sugiere que la relación largo-ancho mínima sea de 2.
•
El ancho de la berma sobre los diques debe ser por lo menos de 2,5 m para
permitir la circulación de vehículos.
•
El borde libre recomendado para las lagunas de estabilización es de 0,5 m.
b) Para el diseño de los diques se debe tener en cuenta las siguientes
disposiciones:
•
En general los taludes interiores de los diques deben tener una inclinación
entre 1:1,5 y 1:2. Los taludes exteriores son menos inclinados, entre 1:2 y
1:3 (vertical: horizontal).
PROCESO DE DISEÑO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACION
A continuación se expone la metodología de diseño para los diferentes tipos de
lagunas de estabilización:
Lagunas Anaeróbicas
Para diseñar una laguna anaeróbica se recomienda seguir la siguiente
metodología:
1. Selección de la profundidad de diseño
322
Estudios realizados han demostrado que las alturas de las lagunas anaeróbicas
deben oscilar entre 3 y 5m para asegurarse de que su funcionamiento sea
anaeróbico.
2. Se debe establecer la carga volumétrica, es decir la carga de DBO en gr. por
m3 de volumen de la laguna en un día. Esta carga se establece con la
siguiente ecuación:
Dv =
Lo Qmed .
Va
Donde:
Dv :
Carga volumétrica de DBO (gr. /m3 día)
Lo:
Qmed:
Va:
Concentración afluente de DBO (mg. /lit,)
Caudal medio diario (m3/día)
Volumen de la laguna anaeróbica (m3)
Si bien es cierto, la concentración de DBO Lo puede ser medida con la toma de
muestras del alcantarillado, en algunos casos no es posible obtener dicho valor,
uno de estos casos es cuando el alcantarillado no existe y tiene que diseñarse
conjuntamente con la planta de tratamiento. Entonces la concentración de DBO
puede calcularse de la siguiente manera:
Lo =
Ceq xPf
FRxQmed
=
Ceq xPf
FRxDotación.x.Pf
Lo =
Donde:
=
54,000
0.80 xDotación
Ceq
FRxDotación
323
Ceq:
Dotación:
Lo:
Pf:
Qmed:
FR:
Carga percápita de DBO equivalente (54 gr. /hab. día)
Dotación de agua potable (lit/hab. día,)
Concentración afluente de DBO (mg. /lit,)
Población de diseño
Caudal medio diario (Lit/día)
Factor de Retorno (0.80, según norma de ANDA)
Con los procedimientos anteriores se puede conocer Lo, y puede calcularse
Qmed.; sin embargo es necesario adecuar la relación con la que se calcula la
carga volumétrica, para poder usar la tabla mostrada abajo, que relaciona la
temperatura con los tiempos de retención y así, poder calcular la carga
volumétrica y observar si se encuentra en los rangos que harán que la laguna
funcione de manera anaeróbica.
Dv =
D xV
LoQmed .
⎯
⎯→ v a = Lo ⎯
⎯→ D v xR = Lo
Va
Qmed .
Dv =
Lo
R
Donde:
R:
Período de retención en días ( R =
Temperatura ºC
10-15
15-20
20-25
25-30
Va
)
Qmed
Periodo de retención R (días)
4-5
2-3
1-2
1-2
Remoción de DBO %
30-40
40-50
50-60
60-80
ARCEIVALA (1973)
TABLA 5.3.1.12 Relación entre la temperatura, periodo de retención y eficiencias de DBO
en lagunas anaerobias
3. Se debe calcular el área superficial a la profundidad media, lo cual se hará
con la siguiente ecuación:
324
Amedia =
Va
HT
Donde:
HT :
Altura total de Laguna (m)
Amedia: Área de la laguna a la altura media (m2)
Va:
Volumen de la Laguna anaeróbica (m3)
4. Dimensionamiento de la laguna a la altura media
Se debe asumir una relación largo-ancho. Las lagunas anaeróbicas pueden ser
cuadradas o ligeramente rectangulares. Las dimensiones encontradas con la
relación asumida corresponderán al área en la altura media de la laguna:
Amedia = Am .x.Lm
Donde:
Lm
Largo de la laguna en la altura media (m)
Am:
Ancho de la laguna en la altura media (m)
Amedia: Área de la laguna a la altura media (m2)
5. Dimensionamiento de la superficie de la laguna.
Se debe asumir una relación horizontal-vertical de talud, la cual se denomina “i”,
con la que se puede calcular las dimensiones superficiales de la laguna
haciendo uso de la variable anterior con la siguiente ecuación:
Asup = Am . + .i.( H T )
Lsup = Lm . + .i.( H T )
Donde:
Am y Lm
Asup y Lsup:
i:
HT
Significan lo mismo (m)
Ancho y Largo de la laguna en la superficie (m)
Relación de horizontal-vertical de talud
Altura Total de la laguna anaeróbica (m)
325
6. Determinación del período de limpieza
La tasa de acumulación de lodo digerido en una laguna anaeróbica se estima
alrededor de 0.04 m3/hab. x año.
Muchos de los autores recomiendan la remoción del lodo cuando este ocupa la
mitad del volumen de la laguna. En este caso el número “n” de años
transcurridos entre dos operaciones de remoción será:
n=
0.50Va
t a xPf
Donde:
Va y Pf
ta:
n:
Significan lo mismo (m)
Tasa percápita de acumulación de lodos (0.04 m3/hab. año)
Número de años transcurridos entre dos operaciones.
7. Aspectos diversos sobre lagunas anaeróbicas
a. Estimación de la DBO efluente de una laguna anaeróbica
La estimación de la reducción de la DBO en una laguna anaeróbica, se
aproxima mas a la realidad cuando se usa el modelo de mezcla completa, el
cual ha desarrolla la siguiente ecuación:
Lp =
Lo
kT R + 1
kT = k1 (
Lp
Lo
)n
Donde:
Lp, Lo y R
kT
n y k1:
Significan lo mismo que anteriormente se ha indicado
Constante de decaimiento por DBO.
constantes del modelo de mezcla completa.
326
En cuanto a las constantes mencionadas en las ecuaciones anteriores, Vincent
encontró, en experimentos hechos en Sud África, los siguientes valores: k1 = 6.0
y n = 4.8, sustituyendo estos valores en la ecuación anterior tenemos:
kT = 6.0(
Lp
Lo
) 4.8
Con las ecuaciones anteriores fácilmente se puede calcular la DBO en el
efluente, determinar la eficiencia de remoción y compararse con los valores
mostrados en la Tabla 5.3.1.12. y considerar el que parezca más razonable.
b. La remoción de sólidos suspendidos en una laguna anaeróbica se
estima que se realiza hasta un 70%
c. Estimación de los coniformes en el efluente de una laguna
anaeróbica.
Al igual que en la estimación de la DBO en el efluente de una laguna
anaeróbica, el modelo que mejor se aproxima a la realidad es el de mezcla
completa, con el cual se obtiene la siguiente ecuación:
Np =
No
kb R + 1
Donde:
Np, No y R
kb
Significan lo mismo que anteriormente se ha indicado
Constante de decaimiento bacteriano.
De la ecuación anterior el valor de kb se puede determinar con la siguiente
relación que depende de la temperatura y de si la laguna anaeróbica funciona
como primaria, secundaria o terciaria.
327
Para laguna anaeróbica Primaria:
kb (T ) = 0.512 x1.165 (T −20 )
Para laguna anaeróbica secundaria:
kb (T ) = 0.601x1.108(T −20 )
Para laguna anaeróbica terciaria:
kb (T ) = 0.841x1.174 (T −20 )
Los valores calculados anteriormente, pueden compararse con los de la tabla
5.3.1.10 y observar si andan en el rango. Como ya se a mencionado en este
texto, la remoción de patógenos es pequeña para launas anaeróbicas
Lagunas Facultativas
1. Calcular la carga máxima superficial, usando cualquiera de las siguientes
expresiones:
C sm = 357.4(1.085) (T −20 )
Determinada por el CEPIS
C sm = 250 x (1.05) (T − 20 )
Norma de Saneamiento S090, México
C sm = (1.937 E − 06 ).( RS )
Monitoreos de Lagunas de Honduras
Donde:
Csm:
Carga máxima superficial, en C.A. varía de 275 a 350 (Kg DBO/Ha-día)
T:
Temperatura del agua de la laguna en el mes más frío, entre 2 a 4 ºC arriba de
la temperatura ambiental.
RS:
Radiación solar mínima diaria del año, expresada como el promedio del mes,
KJ/ha-día.
Para el valor de RS de la ultima ecuación, la Administración de Aeronáutica y
Espacio
(NASA),
tiene
un
sitio
web
(http://eosweb.larc.nasa.gov/cgi-
bin/sse/grid.cgi?uid=0>) llamado “Surface Meteorology and Solar Energy” (Meteorología
Superficial y Energía Solar), donde se puede obtener datos del promedio de 10 años
328
de insolación solar en una superficie horizontal para cualquier parte del mundo.
Los datos están expresados por mes, en unidades de kW-hrs/m2-día, e incluyen
la disminución de insolación por las nubes existentes cada mes del año. Para
obtener datos de un lugar, solamente se necesitan las coordenadas de latitud y
longitud de la zona.
Los datos del sitio web de La NASA, de insolación solar en una superficie
horizontal están dados en kw-hrs/ m2-día, se debe cambiar a unidades de
kJ/ha-día para sustituirlos en la ecuación expresada, lo cual se hace
multiplicando por el factor de conversión de 1 kw-hrs/m2-día = 0.359999E+08
kJ/ha-día. Según estudios hechos en monitoreos de lagunas en Honduras, la
carga superficial máxima para el diseño de lagunas facultativas en Centro
América varia entre 275 y 350 kg DBO5/ha-día, asumiendo una eficiencia de
conversión de energía solar por las algas de 3%.
2. Una vez calculada la carga máxima superficial con las ecuaciones
anteriores, calcular el área superficial de la laguna, sustituyendo la carga
superficial encontrada anteriormente en la siguiente ecuación.
Af =
Donde
10 Lo Qmed
C sm ( Fs )
Af:
Lo:
Área de laguna facultativa en m2
DBO afluente (mg/lt)
Qmed:
Caudal medio (m³/día)
Fs:
Factor de seguridad (0.8 a 0.9)
329
3. Dimensionar la laguna con el área encontrada.
Seleccionando una relación largo-ancho se tienen las siguientes ecuaciones:
L
= Re lación.selecciona da
A
LxA = A f
4. Con este sistema de ecuaciones se pueden determinar las variables L y A, y
se procede al cálculo del volumen de la laguna con la siguiente expresión,
que no es más que la ecuación de un prismoide, acomodada a las variables
que se muestran en la siguiente relación:
Vf =
Hu
[( LxA ) + ( L − 2 iH u )( A − 2 iH u ) + 4 ( L − iH u )( A − iH u ) ]
6
Donde:
Vf:
Hu:
L:
A:
i:
Hbl:
Volumen de la laguna facultativa
Profundidad útil de la laguna (1.5 a 2.0) (m)
Largo de la laguna en (m) (Relación L/A, comprendida entre 2/1 a 3/1)
Ancho de la laguna en (m) (Relación L/A, comprendida entre 2/1 a 3/1)
Relación horizontal/vertical del talud interior (1.50/1 a 3/1)
Altura de borde libre (0.50m)
5. Al sustituir el volumen encontrado junto al caudal en la siguiente ecuación,
se determina el período de retención en días.
R=
Vf
Q
Este período de retención como mínimo debe de ser de 10 días, y debe estar
comprendido entre 10 y 23 días, para garantizar una remoción de 2.0 a 2.5
ciclos de coliformes y de 2.0 a 3.5 ciclos log de Escherichia Coli.
330
6. La acumulación de lodos al fondo de una laguna facultativa puede afectar su
funcionamiento, disminuyendo el volumen y por lo tanto el tiempo de
retención hidráulica. Es necesario estimar la acumulación de lodos en el
diseño y se debe medir la acumulación en la operación y mantenimiento.
Para hacer una estimación de lodos es necesario conocer la tasa de
aportación de lodos. Para el presente caso se estima, en base a la
bibliografía consultada, que la tasa es la siguiente:
t=0.04 m3 /hab. Año
Norma Colombiana RAS
t=0.10 a 0.12 m3 /hab.año
Norma S090 de México
t=0.20 a 0.55 m3 / 1000 m3 de H2O
Monitoreo en Lagunas de Honduras
7. El número de años para realizar la limpieza se calcula con la siguiente
ecuación:
n=
n=
0.5V f
txPob.
0.25V f
txPob.
Según Curso Internacional sobre Lagunas de estabilización
Según estudio de monitoreo en Honduras
Donde:
n:
Vf:
Pob.:
t:
Número de años de operación para limpieza
Volumen de la laguna facultativa en m3
Población equivalente servida
Tasa de acumulación de lodos
8. A estas alturas ya se puede estimar el volumen de lodos en la laguna, para
el tiempo en que estos se retirarán, por lo que también ya se puede estimar
la altura de lodos de manera aproximada, con lo que consecuentemente se
calcula la altura total de la laguna facultativa:
331
Vl = t * Pob * n
Hl =
Donde:
Vl:
Af:
H l:
Vl
Af
Volumen de lodos (m3)
Área de facultativa (m2)
Altura de lodos (m)
Con las alturas encontradas se tiene la altura total de la laguna:
H t = H u + H l + H bl
Con todo lo anterior se ha diseñado la laguna facultativa geométricamente,
ahora se necesita predecir las remociones de DBO y Coliformes que se
lograrán con el diseño propuesto.
9. Remoción de DBO
La DBO5 en el afluente es muy significativa en el diseño de una laguna
facultativa. Si DBO5=200mg/lit., un período de retención hidráulica de 10 días
es aceptable para el rango de la Carga Superficial Máxima, mientras que si
tenemos DBO5=300mg/lit., se necesita un período de retención hidráulica de
por lo menos 16 días para que la laguna funcione bién en el rango aceptable de
la Carga Superficial Máxima.
Es necesario monitorear los caudales y la DBO5, del afluente antes de diseñar
una laguna facultativa.
332
La predicción de la reducción de la DBO se efectúa por medio de la siguiente
ecuación:
Lp
Lo
4ae
=
(1 + a ) .e
2
(
a
)
2d
(
1
)
2d
− (1 − a ) .e
2
−(
a
)
2d
Donde:
Lo y Lp DBO a la entrada y la salida de la laguna
a:
Constante del modelo, expresada por la siguiente relación:
a = 1 + 4kTa Rd
Donde:
Constante neta de reacción de reducción de coliformes, días-1
kTa:
R:
Período de retención.
d:
Constante de difusidad o factor de dispersión adimensional, que es una
característica de cada laguna.
El período de retención ya se calculo anteriormente, así que solo hay necesidad
de calcular “kTa” y el valor de “d”, con los que se calculará primero “a” y luego la
DBO en el efluente.
KTa se cálcula con la siguiente ecuación:
kTa = k 20 x1.05 (T − 20 ) ⎯
⎯→ k 20 = 0.20.a.0.30.días −1
kTa = k 20 x1.09 (T −20 ) ⎯
⎯→ k 20 = 0.15.días −1
Para el cálculo de “d”, se pueden usar las siguientes ecuaciones:
1.158.[R ( A + 2 H u )]
( A)1.511
d=
(T + 42.5) 0.734 ( LH u )1.489
.0.489
d=
L/ A
− 0.26118 + 0.25392 ( L / A) + 1.01368 ( L / A) 2
Evaluación
Diseño
333
Con estos datos obtenidos se evalúa la ecuación y se obtiene la predicción de
DBO efluente.
10. Remoción de Coliformes y Escherichia Coli
Los pasos son similares a los seguidos para la calcular la DBO efluente en el
paso anterior, la única diferencia es que para el cálculo del valor de “a”, se
usará en lugar de KTa el valor de kb, que se calculará con las siguientes
expresiones:
k b = k 20 x1.05 (T − 20 ) ⎯
⎯→ k 20 = 0.6.a.1.0.días −1
Norma Mexicana S090
k b = 0.841x1.07 (T −20 )
CEPIS, ZAENS
Los valores de “R” y “d” encontrados, junto a kb, se sustituyen en las ecuaciones
para obtener Np:
a = 1 + 4k b Rd
Np
No
4ae
=
(1 + a ) .e
2
a
(
)
2d
(
1
)
2d
− (1 − a ) .e
2
−(
a
)
2d
Los valores obtenidos de Np y Lp, se puede comparar con los de la norma
salvadoreña para la descarga de aguas residuales a un cuerpo receptor, para
saber si el efluente se encuentra por debajo de los límites máximos permisibles.
En caso fuese necesario dimensionar otra laguna, es decir que los valores no
cumplen con las norma antes mencionada, se tendría que seguir la metodología
siguiente para el dimensionamiento de otra laguna en serie, a la cual
generalmente se le conoce como laguna de maduración.
334
Lagunas de maduración
Como ya se ha mencionado, las lagunas de maduración son útiles cuando se
necesita un tiempo de retención adicional para remover patógenos y también
mejorar la DBO. Este tipo de lagunas generalmente son alargadas, su relación
largo ancho puede ir desde 1:1 hasta 1:50.
A continuación se dicta la metodología, para dimensionar una laguna de
maduración:
1. Asumir el periodo de retención hidráulico de la Laguna (5 a 7 días)
2. Calcular el volumen de la laguna de maduración, multiplicando el período de
retención por el caudal que estará entrando a la laguna.
Vm = R * Qmed .
3. Asumir la relación largo ancho (1:1 a 1:50)
4. Con la relación largo ancho anterior, se debe poner L en función de A o
viceversa.
5. Asumir la profundidad de la laguna (1.00 a 1.50m)
6. Habiendo asumido las variables anteriores y colocado el largo de la laguna
en función del ancho o viceversa, se puede determinar el largo y el ancho
sustituyendo todas las variables anteriores en la siguiente ecuación:
Vf =
Hu
[( LxA ) + ( L − 2 iH u )( A − 2 iH u ) + 4 ( L − iH u )( A − iH u ) ]
6
7. Calcular la DBO y los coliformes en el efluente.
335
Dependiendo de la relación largo-ancho seleccionada, así será el modelo que
se tomara en cuenta para calcular la DBO y los coliformes de salida. Si la
laguna es cuadrada, se puede asumir mezcla completa, si la laguna es
ligeramente rectangular se debe usar el modelo de flujo disperso y si la laguna
es muy alargada se debe usar el modelo de flujo a pistón. Todos estos modelos
ya fueron detallados en este texto.
8. Calcular la DBO y los coliformes de salida de acuerdo al modelo a usar y
luego comparar con los valores permisibles de la norma. Si aun con la laguna
de maduración diseñada, en el sistema de lagunas, no se cumple con lo
establecido por la norma, entonces se debe diseñar otro sistema distinto u
otra launa de maduración.
9. Siempre deberá procurarse que los valores de coliformes y DBO se
encuentren lo mas cercanos a los límites máximos permisibles, debido a que
cuanto más alejado se encuentre el valor, mayor será el tamaño de la
laguna, lo cual encarecerá más el costo de la obra, por los costos de
movimientos de tierra.
EL FACTOR DE SEGURIDAD EN EL DISEÑO DE LAGUNAS DE
ESTABILIZACION.
El diseñador de lagunas de estabilización, como cualquier otro diseñador,
desea tener un margen o factor de seguridad que le garantice que la estructura
336
que está proyectando, va a funcionar sin problemas. Las lagunas se enfrentan a
dos requerimientos críticos: carga orgánica y balance hídrico.
Tan importante es procurar una carga orgánica adecuada como lograr un
balance hídrico apropiado.
La mayoría de las lagunas de estabilización que no han logrado cumplir su
objetivo, ha sido por causa de un balance hídrico inadecuado. Son pocas las
lagunas que han fallado por aplicarles una carga orgánica mal calculada, pues
el diseño por carga orgánica es mas flexible que por balance hídrico.
Entre más grande se haga una laguna, más se va del lado de la seguridad
desde el punto de vista de carga orgánica, pero más se compromete desde el
punto de vista del balance hídrico.
El balance hídrico suele ser dado por la ecuación:
Qe = Qa + ( Pr + Pc ) − ( E + Pe )
Donde:
Caudal efluente
Qe
Qa
Caudal afluente de aguas residuales
Pr
Precipitación que cae sobre la laguna
Pc
Infiltración de agua subterránea hacia la laguna (sucede cuando el nivel freático
esta sobre el de la laguna)
E
Evaporación
Pe
Perdida por percolación (sucede cuando el nivel freático esta por debajo del de
las lagunas y estas no se han sellado)
Analizando el mes crítico (de menos lluvia, de nivel freático muy bajo, de mayor
evaporación) el valor de Qe tiene que ser positivo. Es aquí donde algunas veces
se hace necesario reducir el área de las lagunas, y el diseño del lado de la
337
seguridad consiste en hacer lagunas más pequeñas (en área total) y no más
grandes como supondría quien haga un análisis superficial del problema.
Recuérdese que un buen diseño no consiste en hacer muchas lagunas en serie
o lagunas muy grandes, sino en lograr la adecuada remoción de carga orgánica
y de patógenos con un balance hídrico positivo aun en la época crítica desde el
punto de vista hídrico.
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LAGUNAS DE ESTABILIZACION
El llenado de las lagunas de estabilización deberá realizarse preferentemente
en época de verano en donde las temperaturas y las tasas de reacción
bioquímica son más altas, todo lo cual facilitará el rápido desarrollo de la
biomasa y la estabilización de la materia orgánica en el reactor biológico. El
llenado de la planta de tratamiento deberá efectuarse empleando agua residual
cruda. Antes de iniciar el llenado de las lagunas de estabilización, será
necesario verificar que no existan fisuras al interior de las lagunas por donde
podría infiltrarse el agua residual. Cuando se pone en marcha una planta de
tratamiento habrá que esperar semanas y en algunos casos hasta meses para
que esta, alcance su máxima eficiencia, por esta razón el arranque deberá
efectuarse con un caudal menor al de diseño para favorecer la formación de la
biomasa activa en suficiente concentración y de esta manera minimizar el
impacto negativo de una súbdita puesta en marcha.
338
El llenado de lagunas anaeróbicas se deberá efectuar lentamente bajo una
rigurosa supervisión a fin de evitar la proliferación excesiva de malos olores. Al
inicio y durante dos o más días se aplica una lámina de agua entre 25 a 35
centímetros. Luego de alcanzada la altura requerida se aguarda el tiempo
necesario para el desarrollo de los microorganismos responsables de la
estabilización de la materia orgánica.
A continuación, diariamente se aplicará una lámina de agua equivalente a la
mitad de la tasa de diseño (g DBO/m3) de la laguna anaeróbica hasta alcanzar
el nivel de rebose de los vertederos de salida. Concluido el proceso anterior se
procederá a alimentar la laguna anaeróbica con el caudal de agua residual
disponible.
En cuanto al llenado de las lagunas facultativas, deberá efectuarse lentamente.
Al inicio y durante dos o más días se aplicará una lámina de agua de unos 30
centímetros. Luego de alcanzada la altura se aguarda un tiempo prudencial
para el desarrollo natural de las algas, el cual bajo condiciones normales puede
demandar de dos o más semanas. Es necesario que mientras se desarrollen las
algas se mantenga la lámina de agua dentro de la laguna. Una vez que el agua
se ha tornado verde por el crecimiento de las algas, se procede a cargarlo con
una tasa de aplicación similar al de diseño hasta llegar al nivel de rebose de los
vertederos de salida.
339
Problema
ƒ
ƒ
ƒ
Presencia de malos olores
ocasionados por
sobrecarga.
Tendencia progresiva a la
disminución del pH (menor
a 8.0) con muerte de algas.
Proliferación de insectos.
Causa
ƒ
Sobrecarga orgánica que
disminuye el pH y la
concentración de oxígeno
disuelto.
Solución
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Sobrecarga orgánica. -
ƒ
Presencia de vegetación
en las márgenes de los
taludes internos de las
lagunas.
Existencia de depósitos de
agua estancada.
Presencia de natas y lodos
flotantes.
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Retirar temporalmente la
laguna de servicio.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Retirar la vegetación
presente en los taludes de
las lagunas.
Destruir las natas.
Retirar los lodos flotantes.
Aplicar larvicidas.
Drenar los depósitos de
agua estancada
TABLA 5.3.1.13 Problemas comunes que se dan en Lagunas Anaeróbicas
Problema
Causa
ƒ
ƒ
ƒ
Presencia de natas y
material flotante.
ƒ
ƒ
Afloración excesiva de
algas (formación de nata
verde).
Presencia de material
extraño (ej. basura).
Afloración de lodo de
fondo.
Poca circulación de la
masa de agua y actuación
del viento.
Solución
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Presencia de malos olores
ocasionados por
sobrecarga.
Sobrecarga orgánica que
disminuye el pH y la
concentración de oxígeno
disuelto. (Se manifiesta por
el cambio de color del
efluente de la laguna de
color verde a verdeamarillento, rosado, marrón
o negro con predominancia
de rotíferos y crustáceos
que se alimentan de las
algas).
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Malos olores ocasionados
por las condiciones
atmosféricas.
ƒ
Largos períodos de cielo
nublado y bajas
temperaturas.
ƒ
ƒ
Romper la nata vegetal con
un chorro de agua o
rastrillo.
Remover el material
flotante con el desnatador.
Romper o remover las
placas de lodo.
Eliminar los obstáculos que
impiden la acción del
viento (ej. Cortinas de
árboles).
Retirar temporalmente la
laguna de servicio.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Recircular el efluente a
razón de 1/6 (efluente /
afluente).
En caso de sobrecargas
frecuentes, instalar
aereadores.
Revisar las pantallas de los
distribuidores de caudal
para determinar su correcta
ubicación.
Retirar temporalmente la
laguna de servicio.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Recircular el efluente a
razón de 1/6 (efluente /
340
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Presencia de algas verdeazules.
ƒ
ƒ
Sobrecarga
Desbalance de nutrientes.
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Tendencia progresiva a
disminuir el O.D. (menor a
3 mg/l en meses calientes).
Tendencia progresiva a la
disminución del pH (menor
a 8.0) con muerte de algas.
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Baja penetración de luz
solar.
Tiempos de retención
reducidos.
Sobrecarga orgánica.
Presencia de desechos
industriales tóxicos.
Sobrecarga orgánica.
Largos períodos de tiempo
con condiciones
meteorológicas adversas
Organismos que se
alimentan de algas
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
Proliferación de insectos
ƒ
ƒ
Presencia de vegetación
en las márgenes de los
taludes internos de las
lagunas.
Existencia de depósitos de
agua estancada.
Presencia de natas y lodos
flotantes.
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
ƒ
afluente).
Instalar aereadores.
Destruir las afloraciones de
algas.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Adicionar fertilizantes
agrícolas (nitrógeno y
fósforo).
Adicionar sulfato de cobre
en forma mesurada.
Remover natas flotantes.
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente.
Recircular el efluente a
razón de 1/6 (efluente /
afluente).
Instalar aereadores.
Remover natas flotantes
Disminuir la carga de
aplicación o el caudal
afluente
Recircular el efluente a
razón de 1/6 (efluente /
afluente)
Instalar aereadores.
Retirar la vegetación
presente en los taludes de
las lagunas.
Variar el nivel de las aguas
de la laguna.
Colocar peces en las
lagunas, (gambusias o
carpas)
Destruir las natas.
Retirar los lodos flotantes.
Aplicar larvicidas.
Drenar los depósitos de
agua estancada.
TABLA 5.3.1.14 Problemas comunes que se dan en Lagunas Facultativas
Limpieza de las lagunas de estabilización
Periódicamente, las lagunas deben ser sometidas a limpieza para recuperar su
capacidad operativa. Las lagunas anaeróbicas deberán ser limpiadas
aproximadamente cada tres o cuatro años y estas labores de limpieza deberán
efectuarse al inicio de la estación de mayor calor y su secado puede demandar
341
hasta tres meses. El ciclo de limpieza de las lagunas facultativas situadas a
continuación de las lagunas anaeróbicas puede demandar diez años, mientras
que si están ubicadas al inicio del tratamiento puede estar comprendido entre
cinco y siete años, aunque el momento de limpieza se determina a través de la
medición periódica del espesor de la capa de lodos.
La limpieza de las lagunas anaeróbicas se efectúa una vez que el lodo alcance
un tirante entre 1,00 a 1,50 m y debe ejecutarse en una laguna a la vez y de
ningún modo de manera simultánea en más de dos lagunas en razón de la
sobre carga que puede producirse en las lagunas secundarias.
El proceso de limpieza se hará de la siguiente manera:
a) Suspender la alimentación de aguas residuales a la laguna que será
limpiada.
b) Iniciar el desaguado de la laguna con ayuda de una bomba sumergible. El
agua de bombeo deberá ser descargado a cualquiera de las lagunas
subsiguientes. Si los desniveles de los espejos de agua de las lagunas a ser
desaguada y de la laguna receptora lo permitiera, podrán emplearse sifones.
c) Si se emplease bombeo, deberá efectuarse hasta un nivel tal que no permita
el retiro de los lodos por bombeo.
d) Alcanzado el nivel mínimo de bombeo, retirar la bomba sumergible y dejar
que la laguna inicie su proceso natural de secado.
342
e) Durante la etapa de secado natural se formarán pequeños charcos de agua
que pueden dar lugar a la proliferación de insectos. Estos charcos deberán
fumigarse con plaguicidas para el control de las larvas de insectos.
f) Una vez que los lodos han alcanzado una consistencia manejable
mecánicamente, proceder al retiro de los mismos y disponerlo en losas o
lechos de secado.
g) Concluida la etapa de retiro de lodos y antes del llenado de la laguna,
proceder a realizar la inspección de la capa impermeable y a la reparación
de los defectos que puedan haberse presentado en la laguna.
h) Proceder al llenado de la laguna anaeróbica tal como se ha indicado
anteriormente.
La limpieza de las lagunas facultativas se efectúa una vez que el lodo alcance
un tirante promedio de 0.25 m y al igual que el caso anterior, deberá ejecutarse
en una laguna a la vez y de ningún modo de manera simultánea en más de dos
lagunas en razón de la sobre carga que puede producirse en las subsiguientes
lagunas.
El proceso de limpieza de las lagunas facultativas se realiza de manera similar
que para el caso de la laguna anaeróbica.
343
5.3.2. GUÍA PARA EL DISEÑO DE FILTROS BIOLÓGICOS
Los Filtros Biológicos también conocidos como Filtros Percoladores consisten
en un tanque que contiene un lecho de material grueso, compuesto en la gran
mayoría de los casos, de materiales sintéticos ó piedras donde las bacterias se
fijan. Siendo estos materiales de diversas formas y de gran relación
área/volumen, sobre el cual ocurre una remoción del material orgánico,
mediante la aplicación de las aguas residuales por medio de brazos
distribuidores fijos o móviles.
Alrededor de este lecho se encuentra adherida una población de bacterias que
descompone las aguas residuales a medida que éstas percolan hacia el fondo
del tanque. Después de cierto tiempo, la capa de bacterias adquiere un gran
espesor y se desprende hidráulicamente del lecho de piedras.
Con la muerte de los organismos más viejos y el ataque de los protozoos,
larvas e insectos a la película biológica, se genera material floculante, el cual
necesita ser sedimentado, por lo que se debe colocar un sedimentador después
del filtro.
Es importante comprender que la degradación biológica, en un filtro, es función
de la capa de organismos y no de la acción mecánica de filtración. Por tanto, el
sistema debe tener una buena distribución del líquido, un lecho de soporte y el
fondo con condiciones de recogida de líquido y condiciones de buena
ventilación.
344
El primer filtro percolador se puso en funcionamiento en Inglaterra en 1893. El
concepto de filtro percolador nació del uso de los filtros de contacto, que eran
estanques
impermeables
rellenos
con
piedra
machacada.
En
su
funcionamiento, el lecho de contacto se llenaba con el agua residual por la parte
superior y se permitía el contacto del agua con el medio durante un corto
espacio de tiempo. A continuación se dejaba drenar el lecho y se permitía un
cierto tiempo de reposo antes de repetir el ciclo. Las limitaciones del filtro de
contacto incluían una posibilidad relativamente alta de obstrucciones, la
duración del período de reposo, y la carga que podía emplearse, la cual era
relativamente baja.
Detalles Técnicos:
1. .Material Filtrante.
Los materiales empleados tienen normalmente dimensiones entre 3.0 a 9.0
centímetros. Pueden ser naturales ó artificiales. La tabla 5.3.2.1, muestra los
valores de las superficies específicas de materiales empleados como medios
filtrantes.
TIPO DE MATERIAL
Triturados
Gravas
Piedras
Cantos Rodados
Residuos de alto horno
Escorias
Plástico
TAMAÑO
25 mm
63 mm
25 mm
63 mm
25 mm
63 mm
Patentado
ÁREA ESPECIFICA m2/m3
185-237
73-85
169-208
67-77
200-246
79-90
90-250
PORCENTAJE DE VACÍOS
54
57
95-97
Tabla. 5.3.2.1. Valores de las superficies específicas de materiales empleados como
medio filtrante
345
Las propiedades más importantes de los medios filtrantes son:
•
El área superficial del medio, cuanto mayor es dicha área, mayor es la cantidad
de biomasa por unidad de volumen que puede fijarse.
•
El porcentaje de vacíos, cuanto mayor dicho porcentaje, mayor es la carga
hidráulica de que se puede disponer sin perjudicar la transferencia de oxígeno.
2. Profundidad del Lecho:
TIPO DE FILTRO
BAJA TASA
BIOFLTROS
AEROFILTROS
FILTROS ACCELO
PROFUNDIDAD (m)
1.8 – 3.0
0.90 – 1.40
1.50 – 2.50
1.80 – 3.0
Tabla.5.3.2.2. Profundidad del lecho filtrante para los diferentes tipos de filtros
3. Cubiertas de los filtros.
Son hechas con los siguientes propósitos:
a) Evitar incomodidades ocasionadas por las moscas.
b) Facilitar la ventilación forzada
c) Mantener mejores condiciones de temperatura.
4. Drenaje.
El fondo del filtro debe tener condiciones para un buen drenaje del líquido. La
pendiente debe ser cercana al 2.0%, para garantizar una velocidad de 0.6 m/s o
más. El área total de los orificios debe ser mayor que el 15% del área del filtro.
346
5. Sedimentación.
Normalmente se emplean en tasas de 30 – 40 m3/m2/día.
El volumen de los lodos producidos está en el rango 0.3 – 1.0 kg/kgDBO
removido.
Los filtros percoladores se clasifican en función de la carga orgánica
alimentada, en alta, media, y baja tasa. Con los sistemas de baja tasa se
obtienen las mejores eficiencias en remoción de la demanda bioquímica de
oxígeno (90 a 95%) y un efluente nitrificado.
Se considera de baja tasa, una carga hidráulica entre 1.00 y 4.00 m3/m2/día y
de tasa alta, una carga hidráulica entre 10 y 40 m3/ m2/día.
Característica
Tasa de aplicación Hidráulica
m3/m2/día
Carga Orgánica
Kg. DBO/m3.día
Profundidad
(metros)
Tasa Recirculación
Moscas
Dosificación
Efluente
Tasa
baja
Tasa mediana
Tasa alta
Tasa súper
alta
1-4
4-10
10-40
40-200
0.08-0.32
0.24-0.48
0.38-1.00
0.80-6.00
1.5-3.0
1.25-2.50
1.00-12.0
4.00-12.00
0
0-1
1-3
Muchas
Medianamente
Pocas
5 min.
15-60 seg
Parcialmente
Nitrificado
15 seg.
Depende
carga
1-4
Pocas ó
ninguna
Continuo
Depende
carga
Nitrificado
Tabla 5.3.2.3. Características de los Filtros Percoladores según su Tasa. Fuente: Metcalf y
Eddy.
El proceso de tratamiento mediante filtros percoladores, se considera dentro de
los procesos aerobios de tratamiento de cultivo fijo, los cuales se emplean,
347
normalmente, para eliminar la materia orgánica que se encuentra en el agua
residual. También se pueden utilizar para llevar a cabo procesos de nitrificación.
La profundidad del lecho varía en cada diseño, pero suele situarse entre los 0.9
y 3.0 metros.
Los filtros de piedra suelen ser circulares, y el agua residual se distribuye por la
parte superior del filtro mediante un distribuidor rotatorio.
Los filtros incluyen un sistema de drenaje inferior para recoger el líquido tratado
y los sólidos biológicos que se haya separado del medio. El líquido recogido
pasa a un tanque de sedimentación en el que se separan los sólidos del agua
residual. En la práctica, se recicla una parte del líquido recogido en el sistema
de drenaje inferior o del efluente del tanque de sedimentación, para diluir la
concentración del agua residual que entra en el sistema y para mantener la
humedad de la película biológica.
La materia orgánica se degrada por la acción de la población de
microorganismos adherida al medio. La materia orgánica del líquido es
adsorbida en la película biológica, en cuyas capas externas se degrada bajo la
acción de los microorganismos aerobios. Cuando los microorganismos crecen,
aumenta el espesor de la película y el oxígeno se consume antes de que pueda
penetrar en todo el espesor de la película. Por lo tanto, en la proximidad de la
superficie del medio, se crea un ambiente anaerobio. Conforme la película
aumenta de espesor, la materia orgánica adsorbida se metaboliza antes de que
pueda alcanzar los microorganismos situados cerca de la superficie del medio
348
filtrante. La consecuencia de no disponer de una fuente orgánica externa de
carbono celular es que los microorganismos situados cerca de la superficie del
medio filtrante se hallan en la fase de crecimiento endógena, en la que pierden
su capacidad de adherirse a la superficie del medio. Este fenómeno es
conocido como arrastre, es básicamente función de la carga hidráulica y
orgánica del filtro.
La carga hidráulica origina las velocidades de arrastre, y la carga orgánica
influye en la velocidad de metabolismo de la capa biológica.
A continuación se muestra un esquema general de un filtro percolador giratorio.
DISTRIBUIDOR
GIRATORIO
PERFORADO
MEDIO DE CONTACTO
PIEDRA TRITURADA,
MEDIO PLASTICO
MANUFACTURADO,
DISCOS DE MADERA
TAMAÑO DE LA PIEDRA
2.5 - 7.5 cm
10 - 12 cm
PAREDES
ALTURA
DESAGUE
PENDIENTE
DEL FONDO
1% - 2%
CORTE DE FILTRO PERCOLADOR
Figura.5.3.2.1. Esquema General de un Filtro Percolador Giratorio.
El objetivo principal de un filtro percolador, es lograr la remoción y estabilización
de la materia orgánica biodegradable en suspensión, que ha quedado presente
en el agua residual, después de haber pasado por el proceso de sedimentación.
Esto se logra por medio del paso del agua residual, a través de una película de
349
bacterias que se adhiere en el material filtrante, llevándose a cabo un proceso
físico de contacto.
La estabilización de la materia orgánica biodegradable, se realiza encontrando
la eficiencia adecuada con la que se controlará la DBO y por medio de la
selección del medio filtrante, que depende de la carga orgánica y la carga
hidráulica que entrará al filtro percolador. Todo este proceso se inicia en el
momento en que el agua residual es rociada sobre el medio filtrante, al que se
adhieren las bacterias y microorganismos aerobios encargados de realizar la
estabilización de la materia orgánica.
Aspectos de importancia sobre Filtros percoladores encontrados en La Norma
Mexicana
La norma mexicana, recomienda que los filtros percoladores sean diseñados de
tal manera, que se reduzca al mínimo la utilización de equipo mecánico. Para
ello se presentan las siguientes opciones en su tratamiento:
• Lechos de piedra.
• Distribución del efluente primario (tratado en tanques Imhoff) por medio de
boquillas o mecanismos de brazo giratorios autopropulsados,
• Sedimentadores secundarios sin mecanismos de barrido (con tolvas de
lodos) y retorno del lodo secundario al tratamiento primario.
350
El tratamiento previo a los filtros percoladores, deberá ser efectuado por medio
de rejillas, desarenadores y sedimentadores primarios; esto para proteger dicha
unidad de tratamiento, del desgaste y obstrucciones en su operación.
Los filtros podrán ser de alta o baja carga, para lo cual se tendrán en
consideración los parámetros de diseño tales como la carga hidráulica, carga
orgánica, factor de recirculación, profundidad del lecho filtrante, tal como se
muestran en la tabla 5.3.2.6.
En los filtros de baja carga la dosificación debe efectuarse por medio de sifones,
con un intervalo de 5 minutos. Para los filtros de alta carga la dosificación es
continua por efecto de la recirculación y en caso de usarse sifones, el intervalo
de dosificación será inferior de 15 segundos.
Cuando se usen boquillas fijas, se las ubicará en los vértices de triángulos
equiláteros que cubran toda la superficie del filtro. El dimensionamiento de las
tuberías dependerá de la distribución, la que puede ser intermitente o continua.
La norma mexicana, permite la utilización de cualquier medio de contacto, que
promueva el desarrollo de la mayor cantidad de Biopelícula y que permita la
libre circulación del líquido y del aire, sin producir obstrucciones. Para ello se
utilizaran piedras pequeñas, y piedras grandes. Además recomienda, que se
debe diseñar un sistema de ventilación, de modo que exista una circulación
natural del aire, por diferencia de temperatura, a través del sistema de drenaje y
a través del lecho de contacto.
El sistema de drenaje debe cumplir con los siguientes objetivos:
351
• Proveer un soporte físico al medio de contacto;
• Recolectar el líquido, con una pendiente de fondo adecuada.
• Permitir una recirculación adecuada de aire.
El sistema de drenaje deberá cumplir con las siguientes recomendaciones:
• Incluir canales de recolección de agua con tirantes máximos, y con los
tirantes mínimos deberá asegurar velocidades de arrastre.
• Deben ubicarse pozos de ventilación en los extremos del canal central de
ventilación.
• En caso de filtros de gran superficie deben diseñarse pozos de
ventilación en la periferia de la unidad, con una superficie abierta
adecuada.
• Deberá incluirse un falso fondo del sistema de drenaje.
• En filtros de baja carga sin recirculación, el sistema de drenaje deberá
diseñarse de modo que se pueda inundar el lecho para controlar el
desarrollo de insectos.
Se deben diseñar instalaciones de sedimentación secundaria. El propósito de
estas unidades es separar la biomasa en exceso producida en el filtro. El diseño
podrá ser similar al de los sedimentadores primarios con la condición de que la
carga de diseño se base en el flujo de la planta más el flujo de recirculación. La
carga superficial no debe exceder de 48 m3/m2/d basada en el caudal máximo.
352
Aspectos de importancia sobre Filtros percoladores encontrados en La Norma
Boliviana.
Según esta norma, los filtros biológicos podrán tener un medio de soporte
constituido de material natural. En el caso de material natural, la dimensión
media deberá ser de 50 a 100 mm y tan uniforme cuanto sea posible, evitando
piezas planas o con caras horizontales. En el caso de uso del material artificial,
el material empleado deberá ser previamente probado en una instalación piloto
o en su caso haber sido previamente utilizado.
Los filtros biológicos tendrán forma circular en planta, y la aplicación del agua
residual a tratar se debe distribuir uniformemente sobre la superficie del medio
de soporte por medio de distribuidores relativos accionados por la reacción de
los chorros. Un distribuidor parado, debe ser proyectado para dar partida con
una carga hidrostática de hasta 0.60 m y debe continuar en movimiento con una
carga de 0.20 m. Los filtros serán dimensionados considerando el caudal
medio.
Cargas de trabajo
La utilización de filtros cubiertos no es permitida, a menos que existan
condiciones extremas que así lo obliguen, en este caso debe ser presentada
una justificación técnica y económica de la solución.
Cuando los efluentes del tratamiento no necesitan presentar valores de DBO
inferiores a 40 mg/l, se puede utilizar filtros biológicos de baja capacidad, sin
353
recirculación, los cuales deben ser dimensionados para una tasa de aplicación
orgánica expresada en DBO por unidad de volumen y una tasa de aplicación
hidráulica, salvo algún justificativo razonable. Cuando sea necesario un grado
de tratamiento más elevado o cuando la carga hidráulica mínima no fuese
excesiva, se debe recircular parte del efluente, justificando la relación del
porcentaje de recirculación adoptado. En estos casos en que se utilizan filtros
de alta capacidad, las tasas de aplicación orgánica e hidráulica se deben
mantener respectivamente entre 0.50 y 1.80 Kg de DBO/m3/día o superior a 20
m3/m2/día, previa justificación. En aquellos casos en donde el medio sea
plástico, las tasas deben ser fruto de experiencias típicas para el material a ser
usado. El medio de soporte de tipo natural debe tener una altura adecuada.
Ventilación
El fondo de los filtros debe ser conformado para garantizar un mínimo de 30%
de vacíos para la circulación del aire en las paredes, ésta debe tener en su
parte inferior aberturas de paso de aire, considerando un % de área horizontal
que debe ser ocupada por el filtro.
Los filtros cubiertos deben tener dispositivos de ventilación que garanticen un
movimiento vertical de aire con velocidad mínima de 0.30 m/s.
354
Sistema de drenaje
El sistema de drenaje de aguas residuales debe ser dispuesto para cubrir toda
el área del piso del filtro.
Los drenes deberán tener una pendiente mínima de 1% y las canaletas del
efluente deben asegurar una velocidad superior a 0.60 m/s.
El sistema de drenaje y las canaletas del efluente deben ser dimensionados de
forma tal que su sección mojada permita la libre circulación de aire.
Aspectos de importancia sobre Filtros percoladores encontrados en La Norma
Colombiana
Los filtros percoladores pueden ser utilizados en casos donde no se necesite
una eficiencia muy alta en la remoción de DBO.
Medios filtrantes
El medio filtrante debe ser durable, resistente al resquebrajamiento, insoluble, y
no debe aportar sustancias indeseables al agua tratada.
Características físicas y geométricas
• Rocas y medios similares: La escoria de roca o cualquier medio filtrante no
debe contener más de un 5% por peso de materia, cuya dimensión mayor
sea tres veces su dimensión menor. No contendrá material delgado alargado
y achatado, polvo, barro, arena o material fino. Deben estar conforme a los
355
tamaños y granulometría presentados en la tabla 5.3.2.4 cuando se
clasifiquen mecánicamente a través de tamices vibratorios con aberturas
cuadradas.
Tamiz
Pasando tamiz de 11.4cm (4 ½”)
Retenido en tamiz de 7.62 cm (3”)
Pasando por tamiz de 5.08cm (2”)
Pasando por tamiz de 2.54 cm (1”)
Porcentaje por peso
100% por peso
95 – 100% por peso
0 - 2% por peso
0 - 1% por peso
Tabla 5.3.2.4. Granulometrías de los medios de roca o similares
• Medio plástico manufacturado: La eficiencia de este medio se evalúa con
base en la experiencia previa, con instalaciones que traten aguas y cargas
similares.
Tipo de medio
Empaquetado
(Bundle)
Roca
Roca
Desordenado
(plástico)
Tamaño nominal,
mm
610·-1220
25.4 - 76.2
50.8 - 101.6
Varios
Densidad, kg/m³
32.04 - 80.10
64.08 - 96.12
1441.8
1602
32.04-64.08
48.06-80.10
Área superficial
relativa, m²/m³
88.59 - 104.99
137.80 - 147.65
62.3
46
82-115
138-164
Relación de vacíos,
%
>95
>94
50
60
>95
>94
Tabla. 5.3.2.5Comparación de propiedades físicas de medios filtrantes
Manejo y colocación del medio
El material entregado en la obra debe almacenarse sobre superficies de madera
u otras áreas duras y limpias. Ningún material similar debe ser pasado por
tamices nuevamente en el lugar de la obra. Este material se coloca a mano
cuidadosamente hasta una profundidad de 30cm (12”) sobre los desagües de
manera que no causen daños a éstos.
356
El material restante puede ser colocado por medio de correas conductoras o
cualquier otro medio aprobado por el interventor. Camiones, tractores o
cualquier otro equipo no pueden ser manejados sobre el filtro durante o
después de la construcción.
Profundidad del filtro
El medio filtrante, en el caso de la piedra debe tener una profundidad mínima de
90 cm y máxima de 180 cm sobre los desagües, excepto cuando los estudios
justifiquen una construcción especial. En el caso del medio plástico, la
profundidad debe determinarse por medio de estudios pilotos o experiencias
previas debidamente sustentadas por los diseñadores.
Debe proveerse un espacio libre mínimo de 15 cm entre los brazos
distribuidores y el medio filtrante.
Tipos de Filtros
Los filtros se clasifican según su carga.
Filtros de baja carga: Son filtros lentos en los cuales el agua hace un solo pasó
a través del filtro, con cargas volumétricas bajas, permitiendo además una
nitrificación relativamente completa. Este tipo de filtro es seguro y simple de
operar. Producen una composición del efluente bastante estable, pero crean
problemas de olores y moscas.
357
Filtros de alta carga: Emplean la recirculación para crear una carga hidráulica
más homogénea, diluyendo por otra parte la DBO5 influente. El porcentaje de
recirculación puede llegar a 400%. Este sistema de filtración tiene una eficiencia
tan buena como la de los filtros de baja tasa, y evita en gran medida el
problema de moscas y de olores.
Tasa de carga orgánica volumétrica
Los filtros percoladores operan con cargas volumétricas entre 0.1 y 8.0 kg
DBO5/m³/día. En la Tabla 5.3.2.6 se presentan los valores de tasa de carga
hidráulica y tasa de carga orgánica que se deben usar en el diseño de los filtros.
Recirculación
Cuando se efectúa la recirculación, es importante determinar si es antes o
después del sedimentador primario, pues esto afecta significativamente en el
diseño. Igual consideración debe tenerse con los sedimentadores secundarios.
El diseñador debe sustentar claramente el tipo de recirculación a usar, su
objeto, sus ventajas y las implicaciones operacionales, de diseño y económicas
que se tienes en cada caso.
A continuación se resumen los parámetros considerados por las normas
mencionadas, los cuales son utilizados en los diseños de filtros percoladores.
358
Parámetro
Tipo de carga
Carga
hidráulica
Carga
orgánica
Profundidad
(lecho de
piedra), m
medio plástico
Razón de
recirculación
Dosificación
con sifones
Tamaño de
piedra
pequeña
Tamaño de
piedra grande
Pendiente del
fondo
Canales de
recolección
con tirante
max
Superficie
abierta de
pozos
Área de
orificios de
falso fondo
Unidad
m3/m2/d
-
Valor del parámetro según
Norma Colombiana
Norma Mexicana
Baja
Alta
Baja
Alta
-
0.9 - 3.7
9.4 - 37.4
1.00-4.00
8.00-40.00
kg
3
DBO/m /d
0.20 y 0.40
0.1 y 0.4
0.5 – 1.0
0.08-0.40
0.40-4.80
m
1.50 – 3.50
1.50–3.00
1.00–2.00
m
-
-
Parte del efluente
minutos
-
-
0.9 – 1.80
-
-
Hasta 12
-
0
1-2
0
1-2
-
-
5
Continua y
con sifones
15 seg
cm
-
7.62
2.5 – 7.5
cm
-
12.7
10 - 12
%
1
-
1y2
Inferior al 50% de
su sección
transversal
-
50% de su max capacidad.
de conducción
m2
-
-
1 por cada 250 m2
m2
-
-
>15% del área total
Carrizo o bambú,
piedra triturada,
escoria de alto
horno o de
material artificial
Roca escoria,piedra
triturada, medio plástico
manufacturado
Discos de madera, Mallas
cilíndricas rellenas de
material liviano,
m/s
0.60
-
0.30
Litros/m2
-
-
4.88
-
-
60
Qmedio
-
Qmedio
Medios de
contacto
Velocidad
periférica de
rotación
volumen
mínimo de las
unidades
Eficiencia de
Remoción de
DBO5
Recipiente
cilíndrico
Qdiseño
Norma Boliviana
Baja
Alta
%
m
80-90
65-85
Tabla 5.3.2.6. Parámetros de diseño para filtros percoladores
359
PROCESO DE DISEÑO DE FILTROS PERCOLADORES CIRCULARES
Parámetros de Diseño:
Filtros profundos = 1.50 – 3.0 m.
Filtros bajos = 0.90 – 1.50 m.
En la etapa de diseño de los Filtros percoladores, se procede inicialmente a
determinar la cantidad de DBO5 del agua residual a tratar en mg/l, a este dato
se le disminuirá un 25% de DBO5, que ha sido removida en la sedimentación
(realmente la remoción de DBO es del 35% pero por cuestiones de seguridad
en el diseño se asumirá un 10% menos), dando como resultado un valor menor
al inicial en mg/l, que será lo tratado en el filtro percolador. La propuesta de
Norma (CONACYT) permite una descarga de 60 mg/l de DBO5 a un cuerpo
receptor.
A continuación se procede a describir el proceso de diseño de un filtro
percolador:
1. Cálculo de la eficiencia total:
La eficiencia estimada del filtro será del 85%, la cual se cálcula mediante la
siguiente ecuación:
E=
DBOINICIAL − DBOFINAL
; Tomado de Tchobanoglous
DBOINICIAL
Donde:
DBO final = 60 mg/L (de La Propuesta de Norma CONACYT)
360
En la siguiente ecuación se ha aumentado un 4% con el fin de hacer más
desfavorable el cálculo de la eficiencia.
Conocidos la DBO5 inicial y la DBO5 final se sustituyen en la siguiente ecuación
modificada y se cálcula la eficiencia.
⎡ DBOINICIAL − DBOFINAL ⎤
E=⎢
⎥ + 0.04
DBOINICIAL
⎣
⎦
DBOFINAL = DBOINICIAL − DBOINICIAL × (E + 4% ); en mg/L
Luego se procede a verificar si el valor obtenido, se encuentra en el rango
permisible indicado por las normas , para el dimensionamiento de la unidad de
tratamiento, lo que indicará que la eficiencia esperada del filtro sea aceptable o
inaceptable.
2. Cálculo de las eficiencias de cada Filtro “E1” Y “E2”:
Se habla de dos eficiencias, debido a que si existe recirculación (denominada
R) se debe determinar las eficiencias de cada filtro, las cuales van a depender
de la relación entre las eficiencias de dichas unidades y de la cantidad de filtros
que se proyecte en el diseño.
En el presente proceso de diseño, se considera el dimensionamiento de dos
filtros, y se asume igualdad entre las eficiencias de los filtros (E1=E2), por lo
que se deben determinar las eficiencias de cada uno de ellos de la siguiente
manera:
361
Filtro 1 →E1
Filtro 2 →E2
ET = E1 + E 2 (1 − E1 ) , según el esquema →
Resolver para determinar el valor de las eficiencias: ET = 2 × E1 − E1
2
3. Cálculo del factor de recirculación “F”
F=
1+ R
R⎞
⎛
⎜1 + ⎟
⎝ 10 ⎠
2
Donde:
R = Relación de recirculación Q1 / Q
Q1 = Caudal de recirculación
Q = Caudal de agua residual.
F = Factor de recirculación
4. Cálculo de la carga de DBO del primer filtro “W”:
W=
Concentración DBO × Q KrDBO
,
1000
dia
5. Determinación del Volumen de la primera etapa (En m3).
V=
W
⎡ 100 − E1 ⎤
F⎢
⎥
⎣ 0.4425 × E1 ⎦
2
6. Dimensionamiento del filtro
A=
Volumen
, teniendo el área determinamos el diámetro del filtro en m2
h
362
φ Filtro =
A× 4
π
, donde: φ es el diámetro del filtro en metros
7. Determinación de la carga de DBO del segundo filtro “W’
W ´= (1 − E1 ) × W
8. Cálculo del volumen del segundo filtro (m3)
V2 =
W'
⎡ (100 − E 2 )(1 − E1 ) ⎤
F⎢
⎥
⎣ E 2 (0.4425) ⎦
2
9. Dimensionamiento del filtro 2.
El dimensionamiento del filtro 2, se realiza de la misma manera que en el
numeral 6, donde se calculó el área y el diámetro respectivamente para el Filtro
1.
10. Cálculo de la carga orgánica de ambos filtros con la siguiente
ecuación:
C arg aDBO5 =
KgDBO5
W1
,⇒
V1
m3
Segundo Filtro: C arg aDBO5 =
KgDBO5
W2
,⇒
V2
m3
Primer Filtro:
11. Finalmente se debe realizar el cálculo de la carga hidráulica para
ambos filtros:
⎛ 1d ⎞
R×Q×⎜
⎟
24 H ⎠
⎝
Primer Filtro: CH =
Area
363
⎛ 1d ⎞
R×Q×⎜
⎟
24 H ⎠
⎝
Segundo Filtro: CH =
Area
Estos valores se deben de comparar con los valores de las normas para
verificación del cumplimiento de las mismas, en cuanto a la depuración del agua
residual.
PROCESO DE DISEÑO DE FILTROS PERCOLADORES CUADRADOS
Para el dimensionamiento del filtro se utilizaran algunas de las consideraciones
que se presentan a continuación.
Se debe determinar la remoción que se espera de DBO y de sólidos
suspendidos (SST). Esta remoción, se calcula mediante la siguiente expresión:
R=
t
a + bt
Donde:
R = Porcentaje de remoción esperado
t = Tiempo de retención
a, b = Constantes empíricas.
En la determinación de las remociones se debe utilizar los valores de dichas
constantes tal como se muestran en la siguiente tabla:
Variable
DBO
SST
a
0.018
0.0075
Tabla 5.3.2.7. Valores de las constantes a y b
b
0.020
0.014
364
El porcentaje de remoción esperado se determina para ambos parámetros,
tanto para la DBO, como para los SST.
Para la DBO se tiene:
R DBO =
t
a + bt
Luego para SST:
RSST =
t
a + bt
En el dimensionamiento de la unidad de tratamiento se considerara un sistema
de 2 filtros en serie, sin recirculación.
Las características de diseño utilizadas se deben tomar de la tabla 5.3.2.8
Tabla 5.3.2.8. Características de diseño para los diferentes tipos de filtros percoladores
Fuente: “Guías Técnicas Para El Diseño de Alcantarillado Sanitario y Sistemas de Tratamiento
De Aguas Residuales” del Instituto Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados.
Antes de dimensionar los filtros, debe hacerse una reducción de DBO, ya que
en el sedimentador ya se efectúo una remoción de la misma, por lo que en el
365
dimensionamiento se utilizará una concentración menor a la del afluente, y esta
se cálcula de la siguiente manera:
DBOinicial – DBOinicial*RDBO = mg/l
Haciendo una consideración del límite mínimo de la propuesta de norma del
CONACYT de 60 mg/lt de DBO en la descarga al cuerpo receptor, obtenemos
una eficiencia en la remoción de DBO (ET) de:
ET =
DBOINICIAL − DBOFINAL
DBOINICIAL
A la eficiencia anterior se le debe sumar un 4% más para obtener una mejor
eficiencia.
ET =
DBOINICIAL − DBOFINAL
+ 4%
DBOINICIAL
Dimensionamiento de Filtro 1:
Se determina inicialmente la eficiencia del Filtro 1 de la siguiente manera.
100
E1 =
1 + 0.4425
W1
V1 F
Donde:
E1 = Eficiencia del primer filtro
W1 = Carga de DBO del primer filtro
F = Factor de Recirculación
En la determinación del coeficiente de recirculación se debe incluir si habrá o no
recirculación. En el presente proceso de diseño no se considerará recirculación
por lo que R = 0, luego se cálcula el factor de recirculación (F) así:
366
F=
1+ R
R⎞
⎛
⎜1 + ⎟
⎝ 10 ⎠
2
=
1+ 0
0⎞
⎛
⎜1 + ⎟
⎝ 10 ⎠
2
= 1 , es uno por no haber recirculación en el sistema
Se determina la carga de DBO de la siguiente manera:
W1 =
CDBO (Q)
1000
Donde:
W = Carga de DBO
CDBO= Concentración de DBO en mg/lt
Q = Caudal en m3/s
Obtenida la carga, se debe comparar con los valores que se proponen en la
tabla 5.3.2.8 de la carga orgánica y se toma el valor de diseño correspondiente
para un sistema de dos etapas, tal como es el caso de este dimensionamiento.
Luego se procede a determinar el volumen del filtro así:
C arg aDBO5 =
W
, ⇒ m 3 ; y se despeja para el volumen
V
Se debe asumir una profundidad (h en metros) comprendida en el rango
propuesto, para obtener el área del filtro.
Volumen
h
Recordando que la geometría del filtro es cuadrada se tiene:
A=
L1 =
A1 , en metros.
Se verifica con: Vol = L2 × h1 , en metros cúbicos
Para obtener la eficiencia del filtro, se debe sustituir los términos conocidos en
la ecuación de la eficiencia del primer filtro (E1), por lo que se obtendrá:
367
100
E1 =
W
VF
En el dimensionamiento del filtro 2 se procede de la misma manera obteniendo
1 + 0.4425
la eficiencia con la siguiente expresión:
E2 =
100
0.4425 W2
1+
E
1 − 1 V2 F
100
Donde:
E2 = Eficiencia del segundo filtro
E1 = Eficiencia del primer filtro
W2 = Carga de DBO del primer filtro
F = Factor de Recirculación
Recordando que no hay recirculación en el sistema, es decir R = 0, y F = 1, con
esto se realizan los cálculos del segundo filtro:
Determinando la carga de DBO del segundo filtro:
E ⎞
⎛
W2 = ⎜1 − 1 ⎟ × W1
⎝ 100 ⎠
Nuevamente se compara el resultado anterior, con el rango de valores
propuestos por las normas y se realiza el dimensionamiento del filtro 2, basado
en la carga orgánica, para obtener el volumen de la misma manera:
C arg aDBO5 =
W2
, ⇒ m 3 , despejando y calculando para V2
V2
También consideramos una profundidad h2 para obtener el área del filtro.
A2 =
Volumen2
h2
Recordando que el filtro será cuadrado se tiene:
368
L2 =
A2
Ahora, sustituyendo términos ya conocidos y determinando la eficiencia del
segundo filtro 2 (E2) se tiene:
100
0.4425 W2
1+
E
V2 F
1− 1
100
Finalmente se obtiene la eficiencia total del sistema la cual viene dada por la
E2 =
siguiente expresión:
Et = E1 + E2 (1 – E1)
Verificando la carga hidráulica del filtro 1
C arg aHidráulica
Q
, KgDBO / d × m 3
A1
Verificando la carga hidráulica del filtro 2
C arg aHidráulica
Q
, KgDBO / d × m 3
A1
Los valores de las cargas hidráulicas, calculados en el paso anterior, deben
compararse con los parámetros indicados en la tabla 5.3.2.8, para los filtros
percoladores de dos etapas. Si dichos valores calculados no se encuentran en
el rango que muestran las normas, se debe revisar nuevamente el
dimensionamiento de los filtros.
369
5.3.3. GUÍA PARA EL DISEÑO DEL REACTOR ANAERÓBICO DE FLUJO
ASCENDENTE (RAFA)
El reactor UASB fue desarrollado en la década del ’70 por el Prof. Lettinga y su
equipo de la Universidad Agrícola de Wageningen – Holanda. Es el sistema
más usado de tratamiento de aguas residuales de alta tasa. Varias unidades en
escala real están ubicadas en diferentes países, operando en regiones
tropicales y subtropicales; sin embargo, pocos estudios se han realizado en
regiones con clima templado.
El tratamiento anaeróbico es una tecnología bastante conocida en la depuración
de aguas residuales a nivel de tratamiento secundario, típicamente en lo que se
refiere a reactores anaeróbicos de flujo ascendente y manto de lodos (RAFA).
Las características principales del RAFA incluyen una alta acumulación de
masa biológica en el interior del reactor, una actividad intensa, un alto tiempo de
residencia celular (o edad del lodo) y un bajo tiempo de retención hidráulica. La
alta edad del lodo, por lo general más de 30 días, es una indicación de que se
está produciendo una menor cantidad de lodo en exceso y el bajo tiempo de
retención hidráulica es una indicación de menores costos de construcción.
En los sistemas aeróbicos la eliminación de N y P se obtiene con una
proporción N/DQO < 0.08 y una proporción P/DQO < 0.03, y en los sistemas
pos RAFA, estas relaciones no son factibles.
370
Previo a un tratamiento secundario, el RAFA puede duplicar las tasas de
eliminación de DBO o DQO obtenidas con un tratamiento primario, mientras que
al mismo tiempo produce un menor volumen de lodo.
Algunas de las principales ventajas y desventajas del tratamiento secundario
efectuado por medio de un Reactor Anaerobio de Flujo Ascendente se
mencionan a continuación
Las principales ventajas son:
• Sistema compacto, utilizando un área de superficie pequeña.
• Prácticamente no se requiere ningún equipo en el proceso anaeróbico, con
costos bajos de construcción.
• Consumo de energía muy bajo, cuando se requiere.
• Producción de lodos en exceso mínima.
• No se requieren aparatos de calefacción en climas cálidos
• Bajo requerimiento de nutrientes.
• Producción de metano.
• El proceso puede manejar frecuentemente altas cargas de alimentación.
• El lodo anaerobio puede ser preservado (inactivo) por muchos meses sin
serios deterioros.
371
Las principales desventajas son:
• Posibilidad de malos olores, particularmente en el caso de un mal diseño o
fallas operacionales, ya que éste es un proceso con un alto potencial de
generación de H2S.
• Baja capacidad para recibir cargas tóxicas (por lo general no es el caso para
las aguas de alcantarillado doméstico).
• El arranque requiere inoculación simiente.
• Eficiencia limitada, según los parámetros de diseño: aproximadamente 45 a
70 por ciento para la eliminación de DQO; 55 a 75 por ciento para la
eliminación de DBO; la concentración del efluente de DBO siempre es por
encima de 60 mg/l, hasta 120 mg/l; la concentración del efluente de sólidos
suspendidos totales (SST) entre 40 y 80 mg/l; menos de un orden
logarítmico para la eliminación de coliforme fecal (CF); prácticamente
ninguna eficiencia para la eliminación de nitrógeno (N) y fósforo (P);
• Por lo general el efluente tratado no cumple con las normas legales
• Las bacterias anaerobias (particularmente las metano génicas) son muy
susceptibles de inhibición por un gran número de compuestos.
• Si no se cuenta con lodo adaptado, el proceso de puesta en marcha es
relativamente lento.
• La digestión anaerobia normalmente requiere de un adecuado posttratamiento para la remoción de la DBO remanente, amonio y compuestos
de mal olor.
372
Tratamiento anaerobio
Según Lettinga etal. (1989), el tratamiento anaerobio es una tecnología
relativamente nueva, que ofrece muchas posibilidades, tales como:
• Lograr una protección efectiva del medio ambiente a bajo costo.
• Para países en desarrollo se hace accesible (importación no costosa de
equipos).
• Para recuperar/preservar recursos y estimular la producción agrícola.
• Tres rangos definidos de temperatura pueden ser distinguidos en el
tratamiento anaerobio (Lettinga, 1980, Lettinga et. al., 1995):
9 Una digestión fría (psicrofílica), entre los 0ºC y 20ºC.
9 Una digestión mesófilica, entre 20ºC y 42ºC.
9 Una termofílica, por encima de los 42ºC hasta los 75ºC.
Los límites de estos rangos, están definidos por la temperatura, a la cual la
velocidad de decaimiento de la bacteria, empieza a exceder la velocidad de
crecimiento. Si se tiene un agua residual normal, el tratamiento termófilico
podría consumir demasiada energía y el psicrofílico podría consumir mucho
espacio (Lettinga et. al., 1995).
Según van Haandel y Lettinga, un sistema de tratamiento anaerobio tenderá a
desarrollar una población bacteriana compatible con la naturaleza de la materia
orgánica y de las cargas hidráulicas. En un sistema de tratamiento “maduro”
373
(que tiene una población compatible con el material orgánico del afluente) son
importantes para la eficiencia de remoción del material orgánico biodegradable
los siguientes factores:
• La naturaleza del material orgánico a ser digerido.
• La existencia de factores ambientales adecuados para la digestión
anaerobia.
• Tamaño de la población bacteriana (eficiencia de retención de lodo en el
sistema).
• Intensidad de contacto entre materia orgánica
afluente y población
bacteriana.
• Tiempo de permanencia del agua residual en el sistema.
Mecanismo de la digestión anaerobia
Las bacterias presentes en el agua, están sometidas a diversos tipos de
degradación (en términos de utilización de oxígeno). Todo tipo de bacteria
presente en las aguas residuales necesita oxígeno para su respiración y
alimento, estas pueden ser aerobias, anaerobias o facultativas.
La transformación de las macromoléculas orgánicas complejas, requiere de la
mediación de varios grupos diferentes de microorganismos. La Fig. 5.3.3.1
muestra una representación esquemática de los procesos involucrados:
374
Material orgánico en suspensión
proteínas, carbohidratos, lípidos
39
21
40
HIDROLISIS
5
34
Aminoácidos, azúcares
Acidos grasos
66
34
ACIDOGENESIS
Productos intermedios
propionato, butirato, etc
20
35
23
20
11
12
ACETOGENESIS
11
8
Acetato
Hidrógeno
30
70
METANOGENESIS
Metano
100% DQO
Figura 5.3.3.1 Secuencia de procesos en la digestión anaerobia de macromoléculas
complejas (Los números se refieren a porcentajes, expresados como DQO).Fuente. Van
Haandel y Lettinga (1994).
Se puede decir que la digestión anaerobia tiene lugar en tres etapas generales:
•
Primeramente los componentes de alto peso molecular, tales como las
proteínas y los polisacáridos, son degradados en sustancias solubles de
bajo peso molecular, tales como aminoácidos y azúcares, esta etapa es a
veces llamada “fase de licuefacción”.
•
Seguidamente, los nutrientes orgánicos son convertidos en ácidos menos
grasos en una fase de “fermentación ácida”, la cual baja el pH del sistema.
375
•
Finalmente, en la fase de “fermentación de metano” o “metano génica”, los
ácidos orgánicos son convertidos en metano, dióxido de carbono y una
pequeña cantidad de hidrógeno.
Para la digestión anaerobia de proteínas, carbohidratos y lípidos, se distinguen
cuatro etapas diferentes en el proceso global de conversión según van Haandel
y Lettinga como se describen a continuación:
•
Hidrólisis: El proceso requiere la participación de las llamadas exoenzimas
que son excretadas por las bacterias fermentativas que permiten el
desdoblamiento de la materia orgánica.
•
Acidogénesis: Los compuestos disueltos, generados en el proceso de
hidrólisis, son absorbidos en las células de las bacterias fermentativas y
después por las acidogénicas, excretados como sustancias orgánicas
simples, como ácidos grasos volátiles, alcoholes, ácido láctico y compuestos
minerales como CO2, H2, NH3, H2S, entre otros.
•
Acetogénesis: En esta etapa, dependiendo del estado de oxidación del
material orgánico a ser digerido, la formación del ácido acético puede ser
acompañada por el surgimiento de CO2 o H2.
•
Metanogénesis: En general es el paso que limita la velocidad del proceso de
digestión. El metano es producido por las bacterias acetotróficas a partir de
la reducción del ácido acético o por las bacterias hidrogenotróficas a partir
de la reducción del CO2.
376
Las bacterias que producen metano a partir del hidrógeno crecen más
rápidamente que aquellas que usan ácido acético, de modo que las
metanogénicas acetotróficas generalmente limitan la tasa de transformación de
la materia orgánica presente en el agua residual en biogás. Por conveniencia
muchas veces los tres primeros procesos son llamados “fermentación ácida”,
que se completan con la “fermentación metanogénica”.
La producción de metano depende principalmente del estado de oxidación del
carbono en la materia orgánica. Si la composición del sustrato es conocida y es
completamente convertido a CH4 y CO2 (y NH3 en el caso que el sustrato
contenga nitrógeno), la producción teórica de metano puede ser calculada de
acuerdo a la siguiente ecuación:
CnH4ObNd + (N - a/4 - b/2 + 3d/4)→(n/2 + a/8 - b/4 - 3d/8) CH4 +(n/2 - a/8 + b/4 + 3d/8) CO2 + d
NH3
Generalmente el biogás obtenido contiene mucho menos CO2 que el calculado
con la ecuación, debido a la alta solubilidad del CO2 en el agua.
Factores que influyen en el tratamiento anaerobio de aguas residuales
El curso del proceso de digestión anaerobia, es afectado fuertemente por un
número de factores ambientales. Para la aplicación óptima del proceso de
tratamiento anaerobio de las aguas residuales, es de mucha importancia tener
conocimiento suficiente sobre el efecto de los siguientes factores:
377
•
Temperatura: Un importante aspecto de la temperatura en los sistemas
anaerobios, es que el decaimiento de la bacteria anaerobia a temperaturas
menores a 15 ºC es muy bajo. Esto significa que el lodo anaerobio puede
ser preservado por largos períodos de tiempo, sin que pierda mucho su
actividad, haciendo que el tratamiento anaerobio sea muy atractivo para
aguas residuales que se descargan discontinuamente.
•
pH: La producción de metano se desarrolla óptimamente a un valor de pH
entre 6.5 a 7.5. Valores exactos para el rango de pH no pueden ser dados,
ya que en algunos casos la digestión del metano se desarrollará más allá de
este rango.
•
Capacidad buffer: El contenido del reactor debe tener suficiente capacidad
buffer para neutralizar una eventual acumulación de ácidos grasos volátiles
y por supuesto la mezcla debe ser adecuada para evitar zonas ácidas dentro
del reactor.
•
Nutrientes: El tratamiento biológico anaerobio de las aguas residuales es
desarrollado por bacterias, las cuales deben crecer durante el tratamiento,
de otra forma serían lavados fuera del sistema. Por esta razón el agua
residual debe contener un número de compuestos a partir de los cuales la
bacteria pueda sintetizar sus constituyentes celulares.
•
Toxicidad
en
la
digestión
anaerobia:
Por
encima
de
una
cierta
concentración, cualquier componente puede ser inhibitorio, aún los
ingredientes (substratos) para los organismos. Sin embargo, en un rango de
378
concentración baja, muchos de estos compuestos naturales pueden
estimular el metabolismo de las bacterias.
Para van Haandel y Lettinga, la temperatura es el factor ambiental de mayor
importancia en la digestión anaerobia de aguas residuales.
Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio
Entre más lodo esté siendo retenido en el reactor bajo condiciones
operacionales, más altas son las cargas potenciales del sistema, siempre y
cuando un tiempo de contacto suficiente entre el lodo y el agua residual pueda
ser mantenido
En la Fig. 5.3.3.2. Se observa la representación esquemática de los procesos
de descomposición aerobios y anaerobios.
AEROBIA
O2
MATERIA ORGANICA
+
BACTERIAS
AEROBICAS
+
OTROS
MICROORGANISMOS
ANAEROBIA
MICROORGANISMOS
NUEVOS
(sintetizados)
LODO
PROCESO
CO2 +
H2 O
MATERIA ORGANICA
+
BACTERIAS
ANAEROBICAS
+
OTROS
MICROORGANISMOS
(protozoarios y hongos)
CELULAS NUEVAS
(sintetizadas)
10 %
ACIDOS
VOLATILES
90 %
CALOR
CALOR
CO2 +
CH4 etc
95 %
CELULAS
NUEVAS
(lodo)
Figura 5.3.3.2. Esquematización de la descomposición anaeróbica y anaeróbica
Existe un número de razones para emplear sistemas de tratamiento anaerobio
de aguas residuales, entre las cuales se pueden mencionar:
379
•
Con respecto al tratamiento de aguas residuales de mediana a alta
concentración (DQO> 1500 mg/l) el uso del tratamiento anaerobio es
significativamente más barato que el tratamiento aerobio. A temperaturas
bajo 12ºC, la actividad metanogénica puede hacerse tan baja, que hace el
tratamiento anaerobio competitivo con el tratamiento aerobio.
•
Se requiere menos área para la planta anaerobia, en comparación con la
unidad de tratamiento aerobio.
•
La tecnología del tratamiento anaerobio es relativamente de bajo costo en
términos de equipos.
•
Los procesos anaerobios, presentan las ventajas de no requerir equipos
para la aireación, tener limitada producción de lodos de desecho y producir
metano, ver las comparaciones de la Tablas 5.3.3.1
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Aerobio
C6H12O6 + 6 O2 → 6 CO2 + 6 H2O
ΔGº = -2840 Kj/mol gluc
Mayor eficiencia de remoción.
Operatividad comprobada.
50% de C es convertido en CO2, 40-50% es
incorporado dentro de la masa microbiana.
60% de la energía es almacenada en la
nueva biomasa, 40% es perdido como calor.
Ingreso de elevada energía para aireación.
Limitación de cargas orgánicas.
Se requiere adición de nutrientes.
Requerimiento de grandes áreas.
Sensible a economía de escala.
Periodos de arranque cortos.
Tecnología establecida.
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Anaerobio
→ 3 CO2 + 3 CH4
C6H12O6
ΔGº = -393 Kj/mol gluc
Menor producción de lodos.
Menores costos de operación.
95% de C es convertido en biogás; 5% es
transformado en biomasa microbiana.
90% de la energía es retenida como CH4, 3-5% es
perdido como calor, 5-7% es almacenada en la
biomasa.
No requiere de energía.
Acepta altas cargas orgánicas.
Degrada compuestos poli clorados.
Requerimiento bajo de nutrientes.
Se requiere pequeña área superficial.
Largos periodos de arranque.
Recientemente establecida, todavía bajo desarrollo
para aplicaciones específicas.
Tabla 5.3.3.1. Tratamiento aerobio versus tratamiento anaerobio. Fuente: Adaptado de
Arce (1997).
380
Aunque los sistemas anaerobios de tratamiento de aguas residuales son
conocidos desde el siglo pasado, fueron considerados ineficientes y lentos para
la necesidad de tratamiento de los crecientes volúmenes de aguas residuales,
especialmente en áreas industriales y densamente pobladas. Sin embargo
recientes desarrollos han demostrado que los procesos anaerobios son una
alternativa económicamente atractiva para el tratamiento de diferentes tipos de
Aguas Residuales Industriales y Aguas Residuales Domésticas en zonas semitropicales y tropicales
Procesos de alta tasa
Los sistemas modernos de tratamiento anaerobio, también llamados sistemas
de segunda generación, tienen algún mecanismo de retención de lodo que
permite la retención de una gran masa de lodo, lo que lo distingue de los
sistemas clásicos. La retención de lodo es tan importante que los sistemas
modernos son generalmente clasificados según el mecanismo que permite la
retención.
Existen básicamente dos mecanismos para retención de lodos en los sistemas
de tratamiento de alta tasa:
• Inmovilización de lodo a través de adherencia a un material inerte de soporte.
En esta categoría están: Filtro Anaerobio de Flujo Ascendente o Descendente
y Reactor de Lecho Fluidizado o Expandido.
381
• Separación sólido-líquido del afluente con retorno de los sólidos separados al
reactor. En esta categoría están los procesos de contacto con un
sedimentador externo o el RAFA con un sedimentador interno. Casos
especiales son:
9 Cuando el reactor anaerobio también es sedimentador, es decir
cuando no hay un dispositivo especial de separación de las zonas de
digestión y decantación y
9 Cuando los floculos de lodos, también funcionan como los gránulos
de un lecho expandido o llamado lecho de lodo granulado expandido.
En la Fig. 5.3.3.3 se muestran algunos de los sistemas denominados de alta
tasa.
Filtro anaerobio
Históricamente es importante, porque fue el primer tratamiento anaerobio que
demostró la viabilidad técnica de aplicar cargas elevadas (10 a 20 Kg/m3.d).
Entre las desventajas del filtro anaerobio se tienen: 1) alto costo del cuerpo
filtrante y 2) problemas operacionales, ocurren obstrucciones, principalmente
cuando el agua residual tiene una concentración elevada de sólidos en
suspensión.
382
Reactores de lecho fluidizado o lecho expandido
Tiene un medio granular que es mantenido en suspensión, como resultado de la
resistencia de fricción del flujo ascendente del agua residual. El medio granular
usado inicialmente era arena, más tarde se demostró que los medios con una
resistencia más baja (antracita, plásticos de alta densidad) son más adecuados,
porque permiten una reducción en la velocidad del líquido, disminuyéndose así
los costos de bombeo. El reactor de lecho expandido es similar al de lecho
fluidizado, pero la velocidad del líquido en el primero es insuficiente para
provocar la fluidización del lecho granular, el lecho se expande de 10 a 20%.
383
Biogas
Biogas
Biogas
Efluente
Medio
filtrante
Afluente
Medio
filtrante
Recirculación
(opcional)
B
Afluente
Efluente
Efluente
Filtro anaerobio
ascendente
Filtro anaerobio
descendente
Biogas
B
Afluente
Lecho
fluidizado
Efluente
Biogas
Biogas
Efluente
Efluente
Decantador
Mezcla
completa
Manto de
lodo
Afluente
Afluente
B
Afluente
Lecho
expandido
Reactor anaerobio de flujo
ascendente y manto de lodos
UASB
Proceso de
contacto
Biogas
Biogas
Cobertura
de
plástico
Efluente
Efluente
Manto de
lodo
Manto de lodo
Afluente
Reactor anaerobio
de lecho fluidizado
B
Afluente
Lecho de lodo
granular expandido
Figura 5.3.3.3. Tipos de reactores anaerobios.
384
Si se considera una eficiencia definida y se compara varios tipos de tratamiento
en función del tiempo de permanencia se obtiene la Fig. 5.3.3.4.
90
do
di
n
pa
ex
80
70
o
ch
Le
o
u
fl
30
1
2
o
id
o
ch
e
l
BO
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ob de D
r
ae ón
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an
de
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b
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ac
o
tr
Re
l
Fi
50
0
ad
iz
d
ui
fl
o
UA
SB
Eficiencia de remoción de DQO (%)
Temperatura > 20ºC
5
10
o
bi
o
em
na
gu de r
a
L
(E
f
n
ie
ic
20
ci
)
c
a
50
100
Tiempo de permanencia (h)
Figura. 5.3.3.4 Eficiencias de remoción y TRH para diferentes sistemas de tratamiento
anaerobio. Fuente: van Haandel y Lettinga (1994)
Descripción del funcionamiento de un Reactor Anaerobio de Flujo Ascendente
(RAFA).
La Fig. 5.3.3.5 muestra un esquema de un RAFA, con sus principales
dispositivos, siendo el más característico el separador GSL (Separador Gas,
Sólido, Líquido). Este separador es colocado en el reactor y divide la parte
inferior o zona de digestión, donde hay un manto de lodos, responsable de la
digestión anaerobia y una parte superior o zona de sedimentación.
El agua residual ingresa por el fondo del reactor y sigue una trayectoria
ascendente, pasando por la zona de digestión, atravesando una abertura
385
existente en el separador GSL y entra a la zona de sedimentación. La materia
orgánica presente, se mezcla con el lodo anaerobio que se encuentra en la
zona de digestión, donde se genera la digestión anaerobia, que resulta en la
producción de gas y el crecimiento de lodo.
El líquido continúa ascendiendo y pasa por las aberturas que existen en el
separador GSL. Debido a la forma del separador, el área disponible para la
ascensión aumenta a medida que el líquido se aproxima a la superficie del
agua, por tanto, su velocidad tiende a disminuir. De ese modo los floculos de
lodo que son arrastrados y pasan por las aberturas del separador encuentran
una zona tranquila. En esa zona, es posible que la velocidad de sedimentación
de una partícula se torne mayor que la velocidad de arrastre del líquido a una
determinada altura.
8
7
3
6
4
2
G
G
5
1
Afluente
Afluente
1
Manto de lodos
5
2
Fase líquido - gas
6
Sistema de alimentación
Compartimiento de sedimentación
3
Colector de gas
7
Salida del efluente
4
Deflector para el gas
8
Recolección del biogas
Figura. 5.3.3.5 Esquema de un RAFA con sus principales dispositivos.
Fuente: Lettinga et. al. (1980).
386
Cuando se acumula una cantidad suficientemente grande de sólidos, el peso
aparente de ellos se tornará mayor que la fuerza de adherencia, de modo que
estos se deslizarán, entrando nuevamente en la zona de digestión en la parte
inferior del reactor. De esta manera, la presencia de una zona de sedimentación
encima del separador GSL, resulta en la retención de lodos, permitiendo la
presencia de una gran masa en la zona de digestión, en tanto que se descarga
un efluente libre de sólidos sedimentables.
Las burbujas de biogás que se forman en la zona de digestión, suben a la fase
líquida donde encuentran una interfase líquido-gas, presente debajo del
separador GSL. En esta interfase las burbujas se desprenden, formando una
fase gaseosa. Los floculos de lodos, eventualmente adheridos a las burbujas,
pueden subir hasta la interfase líquido-gas, pero al desprenderse del gas caen
para ser nuevamente parte del manto de lodos en la zona de digestión. Las
burbujas de gas, que se forman debajo del separador GSL, pueden ser
desviadas para evitar que pasen por las mismas aberturas, creando turbulencia
en la zona de sedimentación. Por tanto se utilizan obstáculos que funcionan
como deflectores de gas debajo de las aberturas.
La retención de lodo en reactores anaerobios de alta tasa se basa en los
siguientes aspectos:
387
1. Retención del lodo bacterial, en los intersticios, entre el material de soporte
presente en el reactor y las bacterias unidas a las superficies externas de
material de empaque.
2. Inmovilización de bacterias por un mecanismo de unión, a un material de
soporte fijo, es decir el “Sistema Descendente de Flujo Fijo Estacionario”
desarrollado por van der Berg y colaboradores, o superficies de partículas
móviles tal como el “Proceso Anaerobio de Flujo y Lecho Expandido” y el
“Sistema de Lecho Fluido”.
Los RAFA fueron desarrollados por Lettinga etal., y Hulshoff, bajo las siguientes
ideas básicas:
9 El lodo anaerobio tiene o puede tener excelentes características de
sedimentabilidad, siempre que no esté expuesto a agitación mecánica
fuerte. Por esta razón la mezcla mecánica es generalmente omitida en
reactores RAFA, de ser necesario se utiliza agitación mecánica
intermitente y/o suave. El contacto suficiente requerido entre lodo y agua
residual, se logra aprovechando la agitación ocasionada por la
producción de gas.
9 Los agregados del lodo, de buena sedimentación, son dispersos bajo la
influencia de la producción de biogás (el cual es particularmente elevado
a cargas altas en reactores altos), los cuales son retenidos en el reactor
por separación del biogás, en un sistema colector de gas colocado en la
parte superior del reactor y son liberados por medio de este dispositivo
388
del reactor. Separando el biogás en esta forma, se crea un sedimentador
en la parte alta del reactor. Las partículas de lodo pueden sedimentarse
allí.
9 Los agregados de lodo, depositados en el compartimiento de
sedimentación
deben
ser
capaces
de
deslizarse
dentro
del
compartimiento de digestión debajo del separador GSL, en contra del
líquido ascendente y a pesar de las altas turbulencias líquidas.
9 El manto de lodo puede ser considerado como una fase semifluida,
separada con características específicas propias y que puede soportar
elevadas fuerzas de mezcla.
Desarrollos recientes en la tecnología de reactores anaerobios de alta tasa
revelan que el tratamiento anaerobio es factible para tratar aguas residuales
frías y diluidas a unas tasas de carga que exceden los 10 kg/m3 a temperaturas
de 10°C y TRH de pocas horas (Lettinga).
Temperatura
(°C)
40
30
20
15
10
Carga Orgánica volumétrica
Kg DQO/m3.d
15 – 25
10 – 15
5 – 10
2–5
1–3
Tabla 5.3.3.2. Valores aproximados de carga orgánica volumétrica en relación a la
temperatura. Fuente: Lettinga et. al.
389
Aspectos de importancia que se deben considerar en el diseño de los
Reactores Anaerobios de Flujo Ascendente.
En los últimos años, de entre los sistemas de alta tasa disponibles, el concepto
del reactor RAFA es el más ampliamente aplicado. Permitiendo además el
empleo del tratamiento anaerobio bajo condiciones de temperaturas subóptimas mesófílicas.
Según los autores Lettinga et. Al.; Vieira, existen tres variables para el
dimensionamiento de reactores RAFA: La carga orgánica volumétrica aplicada,
la velocidad superficial y altura del reactor.
Forma y Tamaño del RAFA
Según van Haandel y Lettinga, para Aguas Residuales Domésticas, la carga
hidráulica y no así la carga orgánica, es el parámetro más importante en la
determinación del tamaño y forma del reactor. En cuanto a la forma geométrica
del reactor, existen dos opciones: Rectangular o circular. La forma circular tiene
la ventaja de una estabilidad estructural mayor, pero la construcción del
separador GSL es más complicada que en uno rectangular. En el caso de la
forma rectangular, la sección cuadrada es la más barata. Existe una tendencia a
construir reactores pequeños circulares y reactores grandes rectangulares
(Tabla 5.3.3.3).
390
Unidad
RAFA
para 10
hab.
RAFA
para 100
hab.
RAFA
para1000
hab.
RAFA para
10000 hab.
RAFA para
100000
hab.
Caudal
m3/día
1.2
12
120
1200
12000
Forma
-
Circular
Circular
Circular
Rectangular
Rectangular
18 **
12**
9**
6
6
0.9
6
45
300
3000
Parámetro
Tiempo permanencia
horas
3
Volumen
m
Profundidad
m
2
3
4.5
4
5
Área
m
2
0.45
2
10
75
600
Diámetro
m
0.75
1.6
3.5
-
-
Largo
m
-
-
-
10
2*15
Ancho
m
-
-
-
7.5
20
m
0.045
0.03
0.01
0.0075
0.006
litros
90
60
45
30
30
Puntos de alimentación
c/u
1
1
4
20
150
Velocidad ascendente
m/h
0.11
0.25
0.50
0.67
0.83
Área percápita
Volumen percápita
2
Tabla 5.3.3.3 Dimensiones básicas de ejemplos de RAFA’s para eficiencias de remoción
de DQO mayor a 80% y de DBO mayor a 85%, para diferentes poblaciones
** Volumen adicional para almacenaje de lodo.
Fuente: van Haandel (1998).
Van Haandel et. al., estudió la relación área superficial/profundidad en RAFA’s a
escala piloto, para iguales Tiempos de Retención Hidráulico TRH, encontrando
que la variación en la eficiencia de remoción de la materia orgánica no es
significativa (eficiencias de 80% en promedio, considerando el efluente
decantado). Concluyendo que la relación de estas variables no tiene una
influencia significativa en el desempeño del reactor y en la práctica deberá ser
determinada por los costos de construcción y las características del terreno
disponible.
391
Cálculo del volumen del reactor
Según Lettinga etal. el volumen de un reactor anaerobio para tratar Aguas
Residuales Domésticas no compleja (DQO< 1500 mg/l), depende de varios
factores:
−
Carga de DQO total máxima
−
Carga superficial líquida admisible
−
Temperatura mínima
−
Concentración y características del agua residual
−
Carga volumétrica permisible
−
Eficiencia requerida y nivel requerido de estabilización del lodo.
Observaciones experimentales de reactores operando en clima tropical y
subtropical indican que un tiempo de retención hidráulica (TRH) de 6 h es
suficiente para obtener una alta eficiencia de remoción, en muchos casos se
observa buenas eficiencias a TRH menores.
En la Tabla 5.3.3.4 se pueden observar algunos criterios de diseño respecto a
los TRH adecuados para el diseño de un RAFA.
Valores de TRH (h)
Rango de temperatura
(ºC)
16 – 19
4 m de alto
8 m de alto
Promedio diario Pico por 2-6 horas Promedio diario Pico por 2-6 horas
4–6
3–4
4–5
2.5 – 4
22 – 26
3–4
2–3
2.5 – 4
1.5 – 3
> 26
2–3
1.5 – 2
1.5 - 3
1.25 – 2
Tabla 5.3.3.4 Criterios tentativos de diseño para RAFA’s respecto al TRH, a diferentes
temperaturas operacionales para aguas residuales diluidas (< 1000 mg DQO/l). Fuente:
Lettinga et. al. (1989).
392
Establecido el TRH, se procede a calcular el volumen del reactor, el cual, según
van Haandel y Lettinga se determina así:
Vr = TRH × Qa
Donde:
Vr = Volumen del reactor
Qa = Caudal medio del afluente
TRH = Tiempo de residencia hidráulico del líquido (medio)
Cálculo de la altura del reactor
La altura del RAFA está principalmente determinada por la velocidad superficial
máxima admisible aplicable, y se determina principalmente por razones
económicas. El costo de remoción de tierra aumenta en la medida que la altura
del reactor es mayor, sin embargo la demanda de área disminuye cuando el
reactor es más profundo. El óptimo económico depende del precio de la tierra y
de la naturaleza del suelo, generalmente se sitúa entre 4 y 6 m (van Haandel y
Lettinga)
En el caso del RAFA generalmente se entierra de manera que el nivel del
emisario final que conduce el agua residual se sitúe encima de la parte superior
del reactor, evitando en lo posible la necesidad de bombeo.
La altura del reactor tiene implicaciones sobre la eficiencia de la remoción de
materia orgánica. En primer lugar la altura determina la velocidad ascensional
393
de la fase líquida dentro el reactor, esta velocidad no debe ser alta para evitar
pérdida de lodo por arrastre de las partículas sólidas y evitar turbulencia en la
zona de entrada del afluente.
La velocidad media del líquido normalmente no debe exceder el valor de 1 m/h.
La relación entre la velocidad ascensional del líquido y la altura del reactor
RAFA puede ser expresada como:
V =
Qa
Vr
H
=
=
A
TRH × A
TRH
Donde:
V = Velocidad ascendente del líquido.
A = Área superficial del reactor RAFA.
H = Altura (profundidad) del reactor RAFA.
Otra consideración relativa a la influencia de la altura sobre la eficiencia de la
digestión anaerobia, se relaciona con la solubilidad del CO2. De acuerdo con la
Ley de Henry, la solubilidad es proporcional a la presión parcial del CO2, que a
su vez depende de la profundidad del reactor; a mayor profundidad, mayor
presión y mayor la concentración de CO2 disuelto y por tanto el pH es más bajo
(van Haandel y Lettinga, 1994).
Diseño del separador Gas Sólido Líquido (GSL)
Según van Haandel y Lettinga, el separador GSL (Fig.5.3.3.6) es el dispositivo
más característico e importante de los Reactores Anaerobios de Flujo
Ascendente.
394
Pgas = Patm + Ph
Interfase
Zona de sedimentación
(20 %)
Elemento separador
Traslape
Deflector
a) Separador sumergido
b) Separador con biogas sobre presión atmosférica
Turbulencia
Film de
protección
c) Separador híbrido con abertura para mantenimiento
Figura. 5.3.3.6 Ejemplos de separadores GSL para reactores RAFA Fuente: van Haandel y
Lettinga (1994).
Los Principales objetivos del separador GSL de un RAFA, según Lettinga y
Hulshoff, son los siguientes:
1) Separar y descargar el biogás producido en el reactor.
2) Prevenir, tan eficientemente como sea posible el lavado de la materia
bacterial viable.
3) Permitir que el lodo se deslice dentro del compartimiento de digestión.
395
4) Servir como una especie de barrera para una rápida y excesiva
expansión del manto de lodos (que está compuesta por lodo floculento)
dentro del sedimentador.
5) Proveer un efecto de “pulimento”.
6) Prevenir el lavado del lodo granular flotante.
Las partículas con velocidades de sedimentación menor que la velocidad
ascensional del líquido en el punto de descarga del efluente, en principio, no
son retenidas y son descargadas junto con el efluente, a no ser que se junten
con otras partículas debido a la adsorción o floculación en la zona de
sedimentación. Se concluye que hay dos valores importantes para la velocidad
del líquido
Qa
A
= V 1×
Aab
Aab
Qa
A
Vde =
= V 1×
Ade
Ade
Vab =
Donde:
vab =Velocidad ascensional del líquido entre aberturas de elementos separador GSL
(máximo).
V1 = Velocidad ascensional del líquido en la zona de digestión (mínimo).
vde = Velocidad ascensional del líquido al nivel de descarga del efluente.
A = Área del reactor RAFA.
Aab = Área de las aberturas entre los volúmenes del separador GSL.
Ade = Área disponible al nivel de descarga del efluente.
396
Dispositivos de distribución del afluente y colecta del efluente
El sistema de distribución de la alimentación constituye una parte crucial del
reactor RAFA. Para usar la capacidad del lodo retenido en el reactor, es
importante realizar un contacto óptimo entre lodo y el agua residual, previniendo
la canalización a través del manto de lodos o evitando la formación de zonas
muertas en el reactor
Según Vieira, dos aspectos deben ser considerados en la concepción del
sistema de alimentación: una mínima cantidad de puntos de distribución por
área y la posibilidad de verificar obstrucciones y mantener cada punto
individualmente. Algunas guías para el número requerido de puntos de
alimentación en un RAFA y la capacidad de diseño se presentan en la Tabla
5.3.3.5.
Respecto al sistema de captación del efluente del proceso, van Haandel y
Lettinga indican que el objetivo principal es colectar uniformemente el agua
residual tratada por la parte superior del RAFA. Sin embargo el diseño
específico dependerá de las características particulares de cada caso.
Tipo de lodo
Área (m2) por punto de alimentación
Lodo floculento denso (> 40 Kg SD/m3)
1, para cargas < 1-2 Kg DQO/m3.día
Lodo floculento fino (< 40 Kg SD/m3)
5, para cargas > 3 Kg DQO/m3.día
Lodo granular espeso
1, para cargas de 1-2 Kg DQO/m3.día
Tabla 5.3.3.5 Guías para determinar el número de puntos de alimentación en un RAFA. Fuente:
Lettinga et.al. (1995).
397
Otros dispositivos
Existen dispositivos especiales que pueden ser incluidos en el proceso de
tratamiento de aguas residuales mediante RAFA’s. A continuación se
mencionan algunos de ellos:
•
Puntos de muestreo de lodo: Pueden ser instalados a diferentes
profundidades para la obtención de perfiles de concentración de lodos y
calidad de lodo, son importantes para conocer el desempeño del reactor y
decidir sobre la descarga de lodo de exceso.
•
Dispositivo para descarga de lodo: Se debe preveer en el diseño, la
remoción de lodo de exceso del reactor, generalmente una buena altura
para la descarga del lodo es la mitad de la altura del reactor, aunque es
recomendable equipar otros puntos.
•
Dispositivo de recolección de gas: Este dispositivo debe remover el biogás
producido en el reactor y mantener un nivel constante de la interfase líquidogas. Pese a que la producción de gas no es mucha en el tratamiento de
Aguas Residuales Domésticas, el diámetro de la tubería no debe ser muy
pequeño, porque las partículas de sólidos (espuma) con gas pueden
producir taponamientos.
Productos secundarios
En el tratamiento anaerobio de Aguas Residuales Domésticas con un RAFA, se
producen dos productos secundarios:
398
1) Biogás: En algunas situaciones el valor calorífico del gas es insuficiente
debido al alto contenido en CO2. Se puede afirmar de manera general que la
composición del biogás es cerca del 70% en CH4 y 30% en CO2, con trazas
de H2S, nitrógeno, hidrógeno y oxígeno.
2) Lodo: El lodo proveniente de un RAFA puede tener un valor económico,
como es el caso del lodo granular. Alternativamente el lodo se puede usar
como abono para cultivos. De no ser así se deben disponer de los lodos en
exceso. Por economía de transporte el mínimo tratamiento es su
deshidratación. En países tropicales el empleo de lechos de secado es
factible, existiendo también otros procesos de tratamiento para la
disposición de los lodos.
Balance de masa en un RAFA
El balance de masa se define por las variaciones que ocurren durante una
reacción en un determinado sistema cerrado o en alguna porción definida de
una masa líquida.
En la mayoría de las aplicaciones del tratamiento de Aguas Residuales
Domésticas, la solución de las ecuaciones del balance de masa, puede ser
simplificada considerando que es de interés la concentración resultante a largo
plazo en el régimen permanente (Metcalf & Eddy, 1995):
V×
dC
= Q × Co − Q × C + V × rg + V × rc
dT
399
Donde:
V = Volumen del reactor
C0 = Concentración en el afluente
Q = Caudal que entra o que sale del reactor
C = Concentración en el reactor y efluente
rg = tasa de generación
rc = tasa de consumo
Básicamente existen cuatro opciones para la degradación del material orgánico
(DQO) en los sistemas de tratamiento (van Haandel & Lettinga):
•
Conversión en lodo (proceso anabólico o de absorción)
•
Conversión en metano (proceso catabólico fermentativo)
•
Mineralización a través de la oxidación (catabolismo oxidativo)
•
Permanencia en la fase líquida (descarga en el efluente)
Si no existe acumulación de materia orgánica en el sistema de tratamiento
(estado estacionario), la masa diaria de materia orgánica debe ser igual a la
suma de las masas diarias que deja el sistema en forma de metano, lodo
presente en el efluente, más la masa diaria destruida (oxidada). De esta manera
se puede establecer el siguiente balance de masa de materia orgánica (Fig.
5.3.3.7):
MOa = MOe + MOl + MOd + MOo
Donde los subíndices indican: “a” afluente, “e” efluente, “l” lodo en exceso, “d”
digerida y “o” oxidada, MO es materia orgánica y acompañada de los
400
subíndices anteriores, indica la materia orgánica en cada una de las situaciones
denotadas por los subíndices.
De la misma manera se puede expresar un balance respecto a la DQO (Figura.
5.3.3.7 y 5.3.3.8).
Gas
Afluente
REACTOR UASB
Gas
disuelto
Efluente
Lodo
Figura. 5.3.3.7 Esquema de los componentes del balance de masa de un reactor UASB.
Fuente: Lettinga et. al. (1980).
DQO como metano
(20 a 25%)
DQO lodo (10%)
Caja negra
DQO afluente
DQO efluente
(40-50%)
DQO disuelto
(20-25%)
Figura. 5.3.3.8 Balance de masa respecto a la DQO en un reactor UASB. Fuente: Lettinga
et. al. (1995).
401
A continuación se presenta un resumen de los parámetros y consideraciones de
diseño para los Reactores Anaerobios de Flujo Ascendente, tomados de las
normas, consideradas en la creación del presente manual.
Aspectos de importancia sobre RAFA’s encontrados en La Norma Mexicana.
Esta norma nos muestra el tratamiento que se lleva a cabo mediante el Reactor
Anaerobio de Flujo Ascendente, como una modificación del proceso de contacto
anaerobio, desarrollado hace varias décadas, el cual consiste en un reactor en
donde el efluente es introducido a través de un sistema de distribución
localizado en el fondo y que fluye hacia arriba atravesando un medio de
contacto anaerobio. En la parte superior existe una zona de separación de fase
líquida y gaseosa y el efluente clarificado sale por la parte superior. Los tiempos
de permanencia de estos procesos son relativamente cortos. Existen
básicamente diversos tipos de reactores, los más usuales son:
a) El de lecho fluidizado, en donde el medio de contacto es un material granular
(normalmente arena). El efluente se aplica en el fondo a una tasa controlada
(generalmente se requiere de recirculación) para producir la fluidización del
medio de contacto y la biomasa se desarrolla alrededor de los granos del
medio.
b) El Reactor Anaerobio de Flujo Ascendente con manto de lodos (conocido
como RAFA) en donde el agua residual fluye de forma ascendente a través
de una zona de manto de lodos.
402
Para orientar el diseño de reactores anaerobios de flujo ascendente se dan los
siguientes parámetros referenciales:
a. Se debe considerar en su diseño unidades que brinden un pretratamiento
al sistema mediante rejillas y desarenadores.
b. El sedimentador debe diseñarse con parámetros de carga superficial
calculada en base al caudal máximo horario.
Para calcular su altura, se deben considerar deflectores de gas. En la arista
central de los sedimentadores se dejará una abertura para el paso de sólidos.
Uno de los lados deberá prolongarse de modo que impida el paso de gases
hacia el sedimentador; esta prolongación deberá tener una proyección
horizontal de 0.15 a 0.20 m.
c. Sistema de alimentación:
Se deberá lograr una distribución uniforme del agua residual en el fondo del
reactor. Para tal efecto deberá proveerse de una cantidad mínima de puntos de
alimentación.
d. Colectores de gas
En la parte superior del sistema debe existir un área para liberar el gas
producido. Esta área podrá estar localizada alrededor del sedimentador, en la
dirección transversal o longitudinal. La velocidad del gas en esta área, debe ser
lo suficientemente alta para evitar la acumulación de espumas y la turbulencia
excesiva que provoque el arrastre de sólidos.
403
De no lograrse estas velocidades se deberá proveer al reactor de sistemas de
dispersión y retiro de espumas.
e. Volumen del RAFA:
Para aguas residuales domésticas se recomienda diseñar un sistema modular
con unidades en paralelo. En ningún caso deberá proyectarse módulos de más
de 1500 m3 , para favorecer la operación y mantenimiento de los mismos.
Para el diseño de estas unidades, se deberá justificar la determinación de
valores para los siguientes aspectos:
a. Eficiencias de remoción de la materia orgánica, de coliformes y nemátodos
intestinales.
b. La cantidad de lodo biológico producido y la forma de disposición final.
c. La distribución uniforme de la descarga.
d. La cantidad de gas producida y los dispositivos para control y manejo.
e. Los requisitos mínimos de postratamiento.
f. Para este tipo de proceso se deberá presentar el manual de operación y
mantenimiento, con indicación de los parámetros de control del proceso.
Aspectos de importancia sobre RAFA’s encontrados en La Norma Boliviana
Según la norma boliviana, los reactores anaeróbicos de manto de lodo deberán
ser utilizados en climas cálidos con temperaturas promedios ≥15°C en el mes
más frío.
En estos reactores deberán observarse los siguientes criterios:
404
Velocidades ascensionales
En las velocidades ascensionales deben ser tolerados picos temporarios
durante 2 horas de 1.5 a 2.0 m/h
Las velocidades que posibilitan el paso de las aguas residuales al decantador
deben ser:
2.0 – 2.3 m/h para caudal medio
4.0 – 4.2 m/h para caudal máximo
5.5 – 6.0 m/h para caudales pico con duración de 2 a 4 horas
Sistema de alimentación
La partición de los caudales de ingreso al fondo del reactor, debe ser efectuada
de forma tal, que el agua sea distribuida en cada uno de los tubos difusores en
proporciones iguales.
Geometría del Reactor
Los reactores podrán tener forma cilíndrica o rectangular, adecuándose esta
última conformación al caso de utilizarse varias unidades, formando una batería
de tratamiento.
Recolección del efluente
Deberá ser efectuada en la parte superior del reactor junto al compartimiento de
sedimentación, los dispositivos utilizados para la recolección del efluente serán
vertederos triangulares, o mediante tubos perforados sumergidos.
405
Aspectos de importancia sobre RAFA’s encontrados en La Norma Colombiana
Esta norma considera y analiza solamente la existencia de dos tipos de
reactores, los RAFA y los que realizan el tratamiento según el tipo de biomasa.
El primer tipo de reactor se denomina de lodo granular. Como su nombre lo
indica, se genera lodo granular, que por sus buenas características de
sedimentación y actividad metano génica permite altas cargas orgánicas
específicas; el segundo se denomina de lodo floculento, el cual soporta cargas
menores tanto orgánicas como hidráulicas.
Cargas aplicables a 30°c
(kgDQO/m3·d)
Concentración del
agua residual
Fracción
insoluble de
DQO
(mg DQO/L)
(%)
> 2000
2000 – 6000
6000 – 9000
9000 – 18000
10 - 30%
30 - 60%
60 - 100%
10 - 30%
30 - 60%
60 - 100%
10 - 30%
30 - 60%
60 - 100%
10 - 30%
30 - 60%
60 - 100%
Lodo floculento
en un RAFA
2-4
2 - 4*
2 - 4*
3-5
4-6
4-8
4-6
5-7
6-8
5-8
Dudoso a SST>6 8g/L*
Lodo granular en un RAFA
Remoción de
sst pobre
8 - 12
8 - 14*
8 – 14*
12 - 18
12 - 24*
12 - 24*
15 - 20
15 - 24*
15 - 24*
15 - 24
Dudoso a
SST>6 - 8g/L*
Remoción de SST
significativa
2-4
2 - 4*
2 - 4*
3-5
2-6
2-6
4-6
3-7
3-8
4-6
3-7
3-7
Tabla. 5.3.3.6. Cargas aplicables en lodo granular y lodo floculento en RAFA’s en relación
con la concentración del agua residual y la fracción insoluble de DQO en el agua residual
* Aplicación para RAFAS’s no comprendida en estas condiciones
En la siguiente tabla se presenta un resumen de las cargas orgánicas aplicables
en relación con la temperatura operacional para aguas residuales con VFA
soluble y no-VFA soluble. Estos valores corresponden a agua residual con un
406
30% de SS sedimentables en RAFA’s de lodo granular cuya concentración en el
lodo es 25 kg SSV/m3.
3
Temperatura °C
15
20
25
30
35
40
VFA
2–4
4 -6
6 – 12
10 – 18
15 – 24
20 – 32
Carga orgánica volumétrica (kg/m día)
NO -VFA
30% SS-DQO
Comentarios
1.5 - 3
1.5 - 2
Remoción de SS satisfactoria
2-4
2-3
Remoción de SS satisfactoria
4- 8
3-6
Remoción de SS razonable
8 - 12
6- 9
Remoción de SS moderada
12 - 18
9 - 14
Remoción de SS casi pobre
15 - 24
14 - 18
Remoción de SS pobre
Tabla 5.3.3.7. Cargas orgánicas aplicables en relación con la temperatura operacional
Tiempo de retención hidráulica
Para el tratamiento de aguas residuales municipales deben utilizarse tiempos
mínimos de retención, que pueden llevar a una remoción hasta del 80% en la
DBO5.
Altura del reactor
El reactor puede considerarse dividido en dos espacios, uno inferior en donde
ocurren las reacciones de descomposición y uno superior en donde ocurre la
sedimentación de los lodos.
Separador gas-sólido-líquido (GSL)
Esta estructura divide el reactor en dos espacios: el inferior, donde se presenta
alta turbulencia debido al gas, y el superior o de sedimentación, con baja
turbulencia. El separador provee de una superficie de contacto entre el líquido y
el gas, de modo que los floculos que llegan a dicha superficie puedan transferir
407
el gas que los ayuda a flotar a la atmósfera y sedimentar hacia la cámara
principal.
Las campanas de separación se deben usar para:
• Separar y descargar el biogás del reactor.
• Impedir el lavado de la materia bacterial.
• Permitir que el lodo resbale dentro del compartimiento del digestor.
• Servir como una especie de barrera para la expansión rápida del manto de
lodos dentro del sedimentador.
• Impedir el lavado del lodo granular flotante.
Distribución de caudales
Con el fin de garantizar la uniformidad de alimentación en todo el volumen del
reactor, debe distribuirse el influente en el fondo del reactor. Las tuberías deben
estar a unos 20 cm del fondo del reactor.
En la tabla siguiente se presentan rangos para el número de puntos de entrada
requeridos en los RAFA, según el tipo de lodo formado.
Tipo de lodo presente
Lodo denso floculento
(> 40 kg SST/m3)
Lodo floculento espesado
(20 - 40 kg SST/m3)
Lodo granular
Área por punto de entrada (m2)
0.5 - 1 a cargas < 1 kg DQO/m3 día
1 - 2 a cargas 1-2 kg DQO/m3 día
3
2 - 3 a cargas > 2 kg DQO/m día
3
1 - 2 a cargas < 1 - 2 kg DQO/m día
3
2 - 5 a cargas > 3 kg DQO/m día
0.5 - 1 a cargas por encima de 2 kg DQO/m3 día
3
0.5 - 2 a cargas 2 - 4 kg DQO/m día
3
> 2 a cargas > 4 kg DQO/m día
Tabla 5.3.3.8. Rangos de valores para el número de puntos de entrada requeridos en un
RAFA
408
A continuación se muestra un resumen de los parámetros para el diseño de
Reactores Anaeróbicos de Flujo Ascendente, donde pueden apreciarse
análogamente cada parámetro de diseño recomendado por cada norma.
Parámetro
Cargas del diseño
Carga superficial
Unidad
Norma
Boliviana
kg DQO /
3
(m .día)
3
m /(m2.h
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Colombiana
Mexicana
2,5 y 3,5
-
1,5 a 2,0
-
0.7 m/h
1,2 a 1,5
1,5 para ARD*
1,5 a 2,0 para
DACO**
Altura: colector de gas
m
-
debe estar
entre 1.5 y 2
Inclinación de paredes:
grados
> a 45°,
respecto a la
horizontal
50 a 60
50 a 60º
m
-
-
0,15 a 0,20
Deflectores de gas (abertura de
paso)
Velocidad de paso por las
aberturas
Velocidad ascensional
Altura del reactor
Sistema de alimentación
La velocidad de salida del gas
3
2
m /(m .h)
-
-
3 para DACO
5 para ARD
1,0
5a7
Para DACO
3 a 5 m para
ARD.
m3/(m2.h)
0,5 a 0,7 m/h
m
-
-
m2/punto
se
recomienda 1
difusor para
cada 2 a 4 m2
de la
superficie del
fondo
-
2 a 5 DACO
0,5 a 2
ARD
-
-
3
1 m ARD
3 a 5 DACO
espacio inferior
4.0 y 5.0 m y
superior entre
1.5 y 2.0 m.
Adicionalment
e debe
proveerse un
borde libre de
40 cm.-
La suma de la
altura del
sedimentador, la
altura del reactor
anaerobio y un
borde libre.
3
m de gas/
(m2.h)
La altura total del reactor
anaerobio (RAFA) de flujo
ascendente será
m.
Debe estar
entre 4,5 y 6,0
m y será la
suma de de la
altura del
compartimient
o de
sedimentación
, del
compartimient
o de digestión
y del bordo
libre.
Volumen del RAFA (por módulos
de)
m3
-
500
módulos con un
volumen máximo
de 400
kg DQO/kg
SVT
0,05 a 0,15 en
fase inicial
≤2,0 en
-
-
La carga biológica
409
Tiempo de retención Hidráulico
Horas
Velocidades que dan paso de las
ARD al decantador
m/h
La velocidad descendente del
agua en los tubos difusores, (se
recomienda que los tubos tengan
diámetros de 75 a 100 mm)
m/s
Forma del reactor
-
Los dispositivos usuales utilizados
para la recolección del efluente
serán
-
Drenaje del Lodo. Para el
descarte periódico de lodos y el
material inerte
-
La velocidad del agua en la
garganta de retorno de lodos
sedimentados
El área superficial de las aberturas
entre el colector de gas
Traslapo de pantallas
m/h
régimen
permanente o
de operación
8 a 10 para
Qmedio
>4 para
Qmáximo
horario
2,0 - 2,3 para
Qmedio
4,0 - 4,2 para
Qmáximo
y de 5,5 - 6,0
para Qpico
con duración
de 2 a 4 horas
no debe ser
inferior a 0,20
cilíndrica o
rectangular
Vertederos
triangulares, o
mediante
tubos
perforados
sumergidos
prever por lo
menos 2
puntos de
drenaje, uno
junto al fondo
y el otro
aproximadam
ente a 1,0 a
1,5 m arriba
del fondo
-
área
-
cm
-
6
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
no debe
exceder los 5
-
debe estar
entre 15 y 20%
del área
superficial del
reactor
debe ser de 10
a 20
Tabla 5.3.3.9. Resumen y Comparación de las Normas Internacionales
*ARD aguas residuales domésticas
**DACO Desechos de alta carga orgánica
-
-
410
PROCESO DE DISEÑO DEL REACTOR ANAERÓBICO DE FLUJO
ASCENDENTE
A continuación se propone una guía de diseño basada en los análisis de
Lettinga etal, donde se determina la capacidad de diseño de RAFA’s en base a
la temperatura (como se aprecia en la siguiente tabla). Para nuestro caso con
una temperatura entre 15 y 20ºC podemos trabajar en un rango de 2 a 10 Kg
DQO/m3.d, siendo nuestra carga de diseño 1.05 Kg DQO/m3.d.
Temperatura Carga Orgánica volumétrica
(°C)
Kg DQO/m3.d
40
15 – 25
30
10 – 15
20
5 – 10
15
2–5
10
1–3
Tabla 4.3.3.10. Determinación de la Capacidad del Reactor en base a la Temperatura
Van Haandel y Lettinga, demostraron que trabajando con aguas residuales
diluidas, no es práctico aprovechar el metano producido como combustible
para calentar el afluente, resultando una posibilidad atractiva construir el
reactor bajo tierra para mantener una temperatura constante y ligeramente
mayor que la temperatura ambiente.
Cálculo del volumen del reactor
El Tiempo de Retención Hidráulica depende de la temperatura y para el caso
específico de El Salvador, oscila entre 15 y 20ºC. Definiéndose un TRH de 9
411
horas, (mayor a 4 h, valor recomendado por van Haandel, y Lettinga et. al).
El volumen del reactor se calcula de la siguiente forma:
Volumen Reactor (m3 ) = TRH medio (h) × Caudal medio (m3 / h)
Cálculo de la altura del reactor
El parámetro que limita la altura del reactor, es la velocidad media del líquido,
que según van Haandel, normalmente no debe exceder el valor de 1 m/h, por
lo que se adopta un margen de seguridad de 0.50 m/h, valor escogido con el
criterio de lograr una mayor eficiencia global en el proceso de tratamiento.
La relación entre la velocidad ascensional del líquido y la altura del RAFA
permiten calcular la altura del reactor a partir de la ecuación.
v=
Qa
Vr
H
=
=
A TRH× A TRH
Donde:
TRH = 9 horas
Diseño del separador GSL (Gas Sólido Líquido)
El separador GSL debe ser diseñado de acuerdo a las guías presentadas de la
manera siguiente:
1. El ángulo de la parte baja del sedimentador (pared inclinada del colector de
gas) debe estar entre 45-60º.
2. El área superficial de las aberturas entre los colectores de gas debe ser de
15-20% del área superficial del reactor.
412
3. La altura del colector de gas debe estar entre 1.5-2.0 metros de la altura de
un reactor de 5-7 metros.
4. Una interfase líquido-gas debe ser mantenida en el colector de gas para
facilitar la descarga y recolección de las burbujas de gas y para combatir la
formación de una capa espumosa.
5. El traslapo de los bafles instalados debajo de la apertura debe ser de 10-20
cm. con el fin de evitar que las burbujas de gas ascendentes entren al
compartimiento de sedimentación.
6. Generalmente los bafles de la capa espumosa deben instalarse al frente de
los vertederos del efluente.
7. El diámetro de los conductos de salida de gas deben ser suficientes para
garantizar la fácil remoción del biogás de la campana de recolección de gas,
particularmente en el caso de formación de espuma.
8. En la parte de arriba de la campana de gas, se deben instalar boquillas
rociadoras antiespumantes en el caso de tratamiento de aguas residuales
con alto contenido de espuma.
Uno de los objetivos principales del separador es producir una zona de
sedimentación, que depende directamente del ángulo de inclinación de la
campana, por tanto se recomienda escoger el ángulo mayor de 60º. Otro criterio
importante es la velocidad de flujo máxima permitida en la abertura entre el
reactor y el separador, esta no debe ser mayor a 6 m/h como máximo y
preferiblemente 4 m/h como promedio.
413
Figura 5.3.3.9. Esquema típico de Separador GSL
A partir de aquí y con la longitud interna del reactor se puede calcular las
dimensiones
del
separador.
La
figura
anterior
muestra
las
algunas
recomendaciones de dimensiones del separador GSL.
La altura a la que se instala el separador depende del volumen de zona de
sedimentación que se quiere tener, por lo que sugiere un volumen de
sedimentación de 15 a 20 % del volumen útil del reactor.
Es conveniente Adoptar un volumen de sedimentación de 20% del volumen útil
del RAFA, por lo que el separador GSL debe instalarse a 1.50 m por debajo del
nivel de agua, tal como se puede observar en la Figura 5.3.3.10 considerando
un valor máximo (caso crítico) en la abertura entre la pared interior del reactor y
el separador.
414
Figura. 4.3.3.10 Separador GSL
0,47 m
Nivel de agua
1,50
0,15
0,15
0,84
Figura 5.3.3.11. Posición del separador GSL dentro del RAFA
415
Diseño del sistema de alimentación y conducción del efluente
El sistema de alimentación consiste en dos tuberías, una ubicada en el exterior
del reactor que se coloca al lado del reactor y la otra que conduce el agua
residual por dentro del reactor. Este tipo de alimentación sirve para realizar
mantenimiento de uno de los ingresos, sin cortar la alimentación al reactor.
La línea que ingresa por dentro del reactor será de tubería PVC (material
escogido para evitar oxidación). Esta línea se ubicará según las figuras (Fig.
5.3.3.12 y 5.3.3.13) previo a su ingreso al reactor puede ser regulada con una
llave de paso (tipo globo).
Afluente
Agua residual tratada
Efluente
REACTOR UASB
Figura 5.3.3.12. Detalle de la línea de alimentación al reactor y de la salida del efluente
416
0,37
Nivel de agua
1,70
Deflector
4,50
4,53
0,445
0,89
Medidas en metros
Figura 5.3.3.13. Línea interna de alimentación al RAFA
La línea que transporta la alimentación por la cámara de inspección (parte
externa del reactor, Fig. 5.3.3.14) puede ser de tubería PVC, y no debe tener
llave de paso debido al tipo de material utilizado. Este material puede ser
escogido ya que esta línea no soportará algún tipo de influencia externa fuerte.
Una vez que el agua residual proveniente de ambas líneas se mezcle en la
cámara desarenadora-homogeneizadora, ingresa al reactor a través de una de
las tuberías de alimentación, mientras la otra es alternativa en caso de alguna
417
contingencia. La línea interna de alimentación es la utilizada en primera
instancia.
Nivel de agua
0,47 m
Tubería hacia
la cámara de
alimentación
0,79
4,90
0,31
0,445
0,89
Figura 5.3.3.14. Línea externa de alimentación al RAFA
La salida del efluente tratado del reactor, debe ser conducida a una cámara de
inspección previa a su envío al pozo de sedimentación-absorción. Esto con la
finalidad de lograr una mayor sedimentación, a la lograda dentro del RAFA. Se
puede instalar un bypass como previsión a cualquier contingencia. Estas
conexiones permiten lograr una mayor eficiencia global del tratamiento,
aprovechando a la vez la infraestructura existente.
418
En la siguiente figura se muestra un esquema general de un RAFA.
Nivel del terreno
0,45 m
0,45 m
0,45 m
Figura 5.3.3.15. Esquema del RAFA circular
419
5.3.4 GUIA PARA EL DISEÑO DE LODOS ACTIVADOS
Descripción del proceso de lodos activados
Lodos activados es un tratamiento biológico, en el que se dan los procesos de
agitación y aireación de una mezcla de agua de desecho y un lodo de
microorganismos en el que los sólidos se remueven y recirculan al proceso de
aireación, según se requiera. El pase de burbujas de aire a través de las aguas
de desecho coagula los coloides y la grasa, satisface parte de la demanda
bioquímica de oxígeno (DBO), y reduce un poco el nitrógeno amoniacal. La
aireación también puede impedir que las aguas de desecho se vuelvan sépticas
en uno de los tanques subsiguientes de sedimentación. Pero si las aguas de
desecho se mezclan con lodo previamente aireado y luego se vuelve a airear,
como se hace con los métodos de tratamiento de aguas de desecho utilizando
lodo activado, la efectividad de la aireación se mejora mucho.
En el tanque, el aire atmosférico se mezcla con el líquido por agitación
mecánica o se difunde aire comprimido dentro del fluido mediante diversos
dispositivos: placas filtrantes, tubos de filtro, eyectores, difusores y chorros. Con
cualquiera de los métodos, se pone a las aguas residuales en íntimo contacto
con los microorganismos contenidos en el lodo. En los primeros 15 a 45
minutos, el lodo absorbe los sólidos en suspensión y los coloides. Según se
absorbe la materia orgánica, tiene lugar la oxidación biológica. Los organismos
420
presentes en el lodo descomponen los compuestos de nitrógeno orgánico y
destruyen los carbohidratos. El proceso avanza rápidamente al principio y luego
decae gradualmente en las próximas 2 a 5 horas. Después continúa con un
ritmo casi uniforme durante varias horas. En general el periodo de aireación
dura de 6 a 8 horas. El efluente del tanque de aireación pasa a un tanque de
sedimentación secundaria, donde se retiene el fluido, en general de 1.5 a 2
horas para decantar el lodo. Cerca de un 25 a 35% del lodo del tanque de
sedimentación final se regresa para la recirculación con las aguas negras de
entrada.
Por otra parte, en una planta donde se usen lodos activados, el costo de
construcción puede ser competitivo con otros tipos de plantas de tratamiento
que producen resultados comparables. Sin embargo, los costos unitarios de
operación son relativamente altos.
Se usan diversas modificaciones para el método de lodos activados, para
mejorar el funcionamiento o disminuir los costos, estas modificaciones se
describirán posteriormente, en el presente documento. A continuación se
muestra un esquema general de una planta de tratamiento donde se
implementa el sistema de lodos activados.
421
Figura 5.3.4.1. Esquema general de un Sistema de Lodos Activados
El esquema de la figura anterior puede variar de acuerdo a la modalidad del
proceso de lodos activados que se este implementando, por ejemplo en el
proceso de lodos activados del tipo convencional, antes del tanque de aireación
es necesario el uso de un tanque de sedimentación primaria, de manera que se
reduzca las cargas de sólidos iniciales, en resumen, el esquema de la figura
5.3.4.1 varia de acuerdo a la modalidad del proceso de lodos activados.
Microbiología de lodos activados
El principio básico de la depuración biológica se fundamenta en un proceso
físico biológico, la biofloculación o bioadsorción en un aspecto exclusivamente
422
biológico como lo es el metabolismo bacteriano. La biofloculación es una
agregación de partículas finamente suspendidas en el medio líquido de origen,
la cual conduce a la formación de estructuras cuyas dimensiones y peso
específico permiten su separación del medio líquido por decantación. Estas
estructuras las denominamos: flóculos (ver Figura 5.3.4.2). El flóculo tiene un
aspecto aglomerado y gelatinoso con dimensiones que van desde 150 hasta
500 µm. Está constituido por sustancias principalmente orgánicas al estado
coloidal y de numerosas poblaciones de microorganismos como parte de su
biomasa activa que oscila entre 10 y 40 % del peso seco total. Esta biomasa
está representada generalmente por un 95 % de bacterias y 5 % de Protozoos y
Metazoos.
Figura
5.3.4.2.
Flóculos
“sanos”,
regulares
y
con
buenas
características
de
sedimentación.
Los microorganismos cumplen entonces dos funciones, una depurativa
metabolizando la materia orgánica presente en el afluente a tratar y otra
“constructiva” en el sentido de otorgarle la estructura a los flóculos, los cuales
423
deben poder separarse por gravedad del agua depurada en el sedimentador
final.
Los lodos o fangos activos son agregados de partículas y colonias de bacterias
aeróbicas los cuales forman estructuras microscópicas denominadas flóculos.
Los flóculos se mantienen en un tanque de aireación o reactor aeróbico a partir
de la agitación mecánica externa, el que a su vez renueva el contenido de
oxígeno del medio líquido. Las bacterias presentes en los flóculos o lodos
activos remueven la materia orgánica disuelta principalmente en su contenido
de carbono, nitrógeno y fósforo. En el primer caso la eficiencia del sistema se
evalúa en términos de remoción de DBO o demanda bioquímica de oxígeno. En
el caso del nitrógeno mediante reacciones de oxidación y reducción se libera
finalmente como nitrógeno gaseoso en un subsistema anóxico. Esta misma
combinación de mecanismos aeróbicos-anaeróbicos es utilizada por las
bacterias del fósforo las cuales lo asimilan eliminándolo del medio líquido.
Como se menciono anteriormente la función de la biomasa en un sistema de
lodos activados es doble, por un lado depurar el líquido entrante en el sistema y
por el otro construir los flóculos de modo que puedan separarse en el
sedimentador
secundario
del
agua
residual
depurada.
Este
proceso
comúnmente presenta inconvenientes operacionales que están relacionados
con diferentes patologías de los flóculos. Como resultado se obtiene un
progresivo deterioro de la calidad del líquido de descarga, aparición de grandes
cantidades de espuma sobre la superficie del tanque de aireación o el
424
sedimentador secundario, pérdida de flóculos en el sedimentador y dificultades
en el manejo del sistema a partir de los inconvenientes relacionados con la
imposibilidad de regular de forma constante el fango de recirculación. En la
Tabla 5.3.4.1 se indican los fenómenos no deseados que generalmente
aparecen en el tanque de aireación o en el sedimentador secundario. Se
señalan las posibles causas y cómo el problema se manifiesta a nivel
microscópico resulta evidente que la identificación de las bacterias asociadas a
un problema particular es uno de los puntos claves para entender y controlar el
proceso depurativo. A partir del reconocimiento de las especies bacterianas que
generan un inconveniente dado, se tomarán las medidas correctivas
correspondientes. Esto puede implicar la instalación de un selector aeróbico,
anóxico o anaeróbico, ajustes en los tiempos de retención celular del sistema y
cambios en las condiciones ambientales que favorezcan una selección cinética
o metabólica de las bacterias formadoras de flóculos.
Problema
Efluente turbio, ausencia de
floculos
sedimentables
dispersos en el medio líquido.
Pérdida
permanente
de
pequeños floculos con el
efluente final.
Estrato de fango espeso en la
superficie del sedimentador
Espuma sutil, blanquecina,
inestable sobre las superficies
de agua
Espuma espesa amarronada,
estable principalmente en el
tanque de aireación
Causas
Alto *F/M, elevada temperatura de
entrada, fase inicial del sistema,
elevada,
DQO
altamente
biodegradable
Excesiva turbulencia o tiempo de
retención celular elevado, fango
mineralizado, baja *F/M
Surgimiento del fango desde el fondo
del sedimentador por desnitrificación
Rising, exceso de turbulencia, algas
Microscopía
Ausencia de floculos, células
dispersas en el medio líquido, no
ocurre biofloculación
Floculos presentes muy pequeños
y débiles, ø 100 ± 50 μm, pin point
Floculos ricos en burbujas de gas
con o sin filamentos, espuma y
barro de igual aspecto
Presencia de sustancias difícilmente
biodegradables, tenso activas
Ninguna influencia sobre
estructura de los floculos
la
Presencia de bacterias filamentosas
u hongos actinomicetos. Formación
de espuma
Espuma
rica
de
Nocardia,
Microthrix parvicella o Tipo 1863
425
Fango
de
consistencia
gelatinosa, espuma grisácea
en el tanque de aireación,
pérdida de flóculos con el
efluente final
Aglomerado
viscoso
o
no
filamentoso, carencia de nutrientes y
alto *F/M
Dificultad para separar fase
líquida de sólida, inicio con un
efluente límpido de excelente
calidad hasta la pérdida
masiva de flóculos. Fango de
recirculación
poco
concentrado.
Aglomerado filamentoso, presencia
de bacterias filamentosas en exceso,
las causas varían en relación al tipo
de organismo presente.
Floculos
ricos
en
formas
Zoogleales
y
presencia
de
polisacáridos
exocelulares
evidenciados con la prueba de la
tinta china. Presencia de Thauera
sp
Flóculos con crecimiento de
filamentos desde la periferia hacia
el líquido circundante, puentes
entre flóculos, o filamentos
creciendo en el interior y
definiendo la forma de los flóculos
o en tramas que dejan espacios
vacíos en su estructura
Tabla 5.3.4.1. Problemas que se dan en el proceso de lodos activados con sus posibles
causas
* Relación Alimento-Microorganismo (F/M)
Tomado de: Microbiología de lodos activados, por Dr. Walter Darío Di Marzio
Modificaciones del proceso de lodos activados
A lo largo de los años el proceso de lodos activados se ha modificado de
acuerdo a las necesidades y a las innovaciones tecnológicas, a fin de mejorar la
calidad de los efluentes y los costos de construcción, operación y
mantenimiento. A continuación se hace una descripción breve de algunas de las
modificaciones de los sistemas de los lodos activados, considerando que son
una diversidad de modificaciones, solo se toman en cuenta aquellas que son
utilizadas con más frecuencia.
a. Proceso de Lodos Activados del tipo Convencional (Flujo Pistón):
El agua decantada del sedimentador primario y el fango activado recirculado
entran en el tanque de aireación y se mezclan por la acción del aire inyectado.
El suministro de aire suele ser uniforme a lo largo de toda la longitud del canal.
426
Durante el período de aireación, se produce la adsorción, floculación, y
oxidación de la materia orgánica. Los sólidos del fango activado se separan en
un decantador secundario.
Tanque de
aereación
Agua
Residual
cruda
Decantador
primario
Fango
Efluente
Decantador
secundario
Recirculación de fango
Fango en
exceso
Figura 5.3.4.3. Esquema del proceso de lodos activados convencional (Flujo en pistón)
b. Proceso de Lodos Activados del tipo Reactor de mezcla completa:
El proceso es una aplicación del régimen de flujo de un reactor de flujo continuo
agitado. El agua residual decantada y el fango activado recirculado se
introducen, normalmente, en varios puntos del tanque de aireación. La carga
orgánica y la demanda de oxigeno son uniformes en toda la longitud del tanque.
427
Aireadores mecánicos (en función
de las dimensiones del tanque de
aireación, el número de unidades
puede ser superior a uno)
Tanque de
sedimentación
Efluente
Afluente
Tanque de
sedimentación
Vertederos
Ajustables
Fango de retorno
Fango en
Exceso
Figura 5.3.4.4. Esquema del proceso de lodos activados de mezcla completa (esquema
típico de un proceso de cuatro reactores)
c. Proceso de Lodos Activados del tipo Aireación graduada:
Este proceso es una modificación del proceso convencional de flujo pistón. A lo
largo de la longitud del canal, en función de la demanda de oxigeno, se aplican
caudales de aireación diferentes. La mayor cantidad de oxigeno se suministra
en la entrada del tanque, y las cantidades aportadas disminuyen conforme el
liquido mezcla se aproxima a la salida. Esta configuración se suele conseguir
disponiendo diferentes separaciones entre difusores a lo largo del tanque.
428
d. Proceso de Lodos Activados del tipo Aireación con alimentación
escalonada:
La alimentación escalonada es una modificación del proceso de flujo en pistón
convencional en la que el agua residual decantada se introduce en diferentes
puntos del canal para conseguir un valor de la relación F/M (Relación
alimento/microorganismos) uniforme, lo cual permite reducir la demanda de
oxigeno punta. Normalmente se suelen emplear tres o más canales paralelos.
Una de las ventajas importantes de este proceso es la flexibilidad de operación.
Afluente
Tanque de
sedimentación
Tanque de aereación
de flujo en pistón
Fango en
Exceso
Recirculación de fango
Agua
Residual
cruda
Decantador
primario
Fango
Efluente
Tanque de aereación
Recirculación de fango
Decantador
secundario
Efluente
Fango en
exceso
Figura 5.3.4.5. Diagrama de flujo de un proceso de lodos activados de aireación con
alimentación escalonada: (arriba) esquema simplificado y configuración física típica
(abajo).
429
e. Proceso de Lodos Activados del tipo Aireación modificada:
La aireación modificada es similar al proceso de flujo en pistón convencional,
con la diferencia de que se emplean menores tiempos de retención y valores de
la relación F/M mas elevados. El rendimiento de eliminación de DBO es inferior
al de los otros procesos de lodos activados.
f. Proceso de Lodos Activados del tipo Contacto y estabilización:
El proceso de contacto y estabilización utiliza dos tanques o compartimientos
separados para el tratamiento del agua residual y la estabilización del lodo
activado. El lodo activado estabilizado se mezcla con el agua residual afluente
(bruta o decantada), en un tanque de contacto. El liquido mezcla se decanta en
un sedimentador secundario y el fango de retorno se airea por separado en un
tanque de reaereación para estabilizar la materia orgánica. Los volúmenes de
aireación necesarios suelen ser unos 50% inferiores a los necesarios en el
proceso convencional del flujo en pistón.
g. Proceso de Lodos Activados del tipo Aireación extendida:
El proceso de aireación extendida es similar al de lodos activados convencional,
excepto en que funciona en la fase de respiración endógena de la curva de
crecimiento, lo cual precisa una carga orgánica reducida y un largo periodo de
aireación. Este sistema se usa mucho en plantas prefabricadas para pequeñas
comunidades.
430
Tanque de
aereación
Decantador
secundario
Recirculación de fango
Efluente
Fango en
exceso
Figura 5.3.4.6. Diagrama de flujo de un proceso de lodos activados de aireación
extendida
h. Proceso de Lodos Activados del tipo Aireación de alta carga:
El proceso de aireación de alta carga es una modificación del proceso en las
que se combinan altas concentraciones de Sólidos Suspendidos Volátiles en el
licor mezclado (SSVLM) con elevadas cargas volumétricas. Esta combinación
permite una elevada relación F/M y largos tiempos de retención celular con
tiempo de retención hidráulica cortos. Es muy importante que el mezclado sea
adecuado.
i. Proceso de Lodos Activados del tipo Zanjas de oxidación:
El canal de oxidación consiste en un canal circular u ovalado equipado con
dispositivos de aireación mecánica. El agua residual tamizada entra en el canal,
se agita, y circula a una velocidad entre 0.24 y 0.35 m/s. Normalmente, los
canales de oxidación funcionan según un esquema de aireación prolongada con
431
largos tiempos de retención de sólidos. En la mayoría de las aplicaciones se
emplean tanques de sedimentación secundaria.
Purga de Fango
Cuenco concentrador
de fango
Afluente
Franja de división
Efluente
Reactor de
aireación
Figura 5.3.4.7. Proceso de lodos activados con zanjas de oxidación. Esquema del canal
de oxidación
En la tabla 5.3.4.2 se resumen las diferentes modificaciones del proceso de
lodos activados, en lo que respecta al tipo de modelo, eficiencias de remoción y
algunas observaciones de importancia.
432
Modificación
del proceso
Modelo de
Flujo
Convencional
Flujo
Pistón
Reactor de
Mezcla
Completa
Reactor de
Mezcla
Completa
Agitado
85-95
Aireación con
alimentación
escalonada
Flujo
pistón
en
85-95
Aireación
modificada
Flujo
pistón
en
Contacto y
estabilización
Flujo
pistón
en
Aireación
extendida
Flujo
pistón
en
Aireación de
alta carga
Proceso de
Kraus
Sistema de
oxigeno puro
Zanjas de
oxidación
Reactor de
flujo
discontinuo
secuencial
en
Eficiencia
de
eliminación
de DBO, %
Reactor de
Mezcla
Completa
Agitado
Flujo
en
pistón
Reactor de
Mezcla
Completa
en serie
Flujo
en
pistón
Reactor de
flujo
intermitente
agitado
85-95
60-75
80-90
75-95
Observaciones
Utilizado para aguas residuales domésticas de
baja concentración. El proceso es susceptible a
cargas de choque. De manera general se puede
usar para poblaciones arriba de los 100,000 hab.
Utilizado en aplicaciones generales. El proceso
es resistente frente a cargas de choque, pero es
susceptible al desarrollo de crecimientos de
organismos filamentosos
Utilizado en aplicaciones generales en un amplio
campo de tipos de aguas residuales
Utilizado para conseguir grados intermedios de
tratamiento cuando la presencia de tejido celular
en el efluente es aceptable
Utilizado para la ampliación de sistemas
existentes, plantas prefabricadas
Utilizado en pequeñas comunidades, plantas
prefabricadas, El proceso es flexible, en general
puede usarse para poblaciones menores a los
20,000 hab.
75-90
Utilizado para aplicaciones generales con
aireadores de turbina para transferir el oxigeno y
controlar el tamaño de los floculos
85-95
Utilizado para aguas residuales de alta
concentración y bajo contenido en nitrógeno
85-95
Utilizado en aplicaciones generales cuando se
dispone de un espacio limitado. El proceso es
resistente frente a cargas masicas
75-95
Utilizado en pequeñas comunidades o zonas en
las que no halla limitación de terreno.
85-95
Utilizado en pequeñas comunidades en las que
no se dispone de mucho espacio, permite la
eliminación del nitrógeno y del fósforo
Tabla 5.3.4.2. Características del funcionamiento del proceso de lodos activados
433
Modificación del
proceso
Convencional
Reactor de Mezcla
Completa
Aireación con
alimentación escalonada
Aireación modificada
4-10
F/M
Kg DBO5 aplicada/kg
SSVLM.d
0.30-0.8
5-15
0.20-0.6
0.80-1.92
2500-4000
3-5
0.25-1.0
5-15
0.2-0.4
0.64-0.96
2000-3500
3-5
0.25-0.75
0.2-0.5
1.5-5.0
1.20-2.40
1.5-3
θc , d
Carga volúmica, kg
DBO5 aplicada/m3.d
SSLM, mg/lit
Θ (V/Q), horas
Fracción de retorno r
(Qr/Q)
0.32-0.64
1500-3000
4-8
0.25-0.75
Contacto y estabilización
5-15
0.20-0.6
0.96-1.20
Aireación Prolongada
Aireación de alta carga
Proceso de Kraus
Sistema de oxigeno puro
Zanjas de oxidación
Reactor de flujo
discontinuo secuencial
18-30
5-10
5-15
3-10
10-30
0.05-0.15
0.40-1.5
0.3-0.8
0.25-1.0
0.05-0.30
0.16-0.40
1.60
0.64-1.60
1.60-3.2
0.08-0.48
200-1000
a
(1000-3000)
(4000-10000)b
3000-6000
4000-10000
2000-3000
2000-5000
3000-6000
NA
0.05-0.30
0.08-0.24
1500-5000c
a
(0.5-1.0) (3-6)
0.05-0.25
b
0.5-1.5
18-36
2-4
4-8
1-3
8-36
0.5-1.5
1.0-5.0
0.50-1.0
0.25-0.50
0.75-1.50
12-50
NA
Tabla 5.3.4.3. Parámetros de diseño para los procesos de lodos activados
a Unidad de contacto
θc: Tiempo medio de Retención Celular
b Unidad de estabilización de sólidos
SSVLM: Sólidos Susp. Volátiles en el Licor Mezclado
c Los SSLM varían en función de la fase del ciclo operativo
Θ: Tiempo de Retención Hidráulica
NA No aplica
SSLM: Sólidos Suspendidos en el Licor Mezclado
Fuente: Metcalf y Eddy
434
Cuando se diseñe una planta de tratamiento con lodos activados, se deberán
considerar los requisitos siguientes:
1. Energía
Deben considerarse cuidadosamente los costos del suministro de energía, al
igual que los efectos sobre la calidad del agua asociados a las fallas en el
suministro eléctrico. Deben tenerse alternativas de suministro eléctrico en casos
de falla del servicio público.
2. Selección específica del proceso
El proceso de lodos activados y sus varias modificaciones pueden ser
empleados para conseguir varios grados de remoción de sólidos suspendidos y
reducción de la Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5). La selección del
proceso más adecuado depende del tamaño de la planta propuesta, los tipos de
aguas residuales por tratar, el grado anticipado de operación y mantenimiento, y
los costos de operación.
3. Pretratamiento
Deben removerse las arenas, los sólidos gruesos, las grasas y los aceites
excesivos antes de comenzar el proceso de lodos activados.
4. Tanques de aireación
El tratamiento de las aguas residuales según el proceso de lodos activados
exige ciertos requisitos del tanque de aireación, en cuanto a técnica de
procesos, operación y eficiencia, que se mencionan a continuación:
435
9 Homogenización intensiva de la mezcla de aguas residuales y lodo
biológico.
9 Adición suficiente de oxígeno para cubrir la demanda y la capacidad de
ajuste con el fin de adaptarla a las diferentes condiciones de operación y
de carga.
9 Funcionamiento
adecuado
de
los
dispositivos
de
aireación
en
condiciones de operación.
9 Suficiente capacidad de ajuste a las oscilaciones de afluencia de aguas
residuales y características de la misma.
9 Optimización del consumo de energía para la adición de oxígeno,
circulación y homogeneización.
9 Ningún tipo de molestias debidas a olores, aerosoles, ruido o
vibraciones.
5. Tanque de sedimentación secundaria
El tanque de aireación y el tanque de sedimentación secundaria forman una
unidad operativa y se influencian entre sí. Los tanques de sedimentación
secundaria tienen por objeto separar el lodo activado de las aguas residuales
depuradas biológicamente.
436
El dimensionamiento, diseño y dotación de los tanques de sedimentación
secundaria deben hacerse de tal forma que satisfagan los siguientes requisitos:
a. Separar el lodo activado de las aguas residuales por medio de
sedimentación.
b. Concentrar y remover el lodo activado sedimentado para su retorno al
tanque de aireación.
c. Almacenar temporalmente el lodo activado que, como consecuencia de
un mayor caudal, especialmente durante épocas de lluvia, es
desplazado del tanque de aireación.
d. Evitar condiciones de velocidades de corriente que puedan producir el
arrastre de lodos.
Consideraciones de diseño en el proceso de lodos activados
Las consideraciones que deben tenerse en cuenta en el diseño de los procesos
de lodos activados son:
1. Selección del tipo de reactor
Los factores operacionales que están envueltos en la selección del tipo de
reactor son:
9 Las reacciones cinéticas que gobiernan el proceso de tratamiento
437
9 Los requerimientos de transferencia de oxígeno.
9 Naturaleza del agua residual que va a tratarse.
9 Costos de construcción, operación y mantenimiento.
2. Carga orgánica
A lo largo de los años para el control del proceso de lodos activados, se han
propuesto una serie de parámetros empíricos y racionales. Dos de los
parámetros de uso mas común son: 1) La relación alimento/microorganismos
F/M, y 2) el tiempo medio de retención celular, θc.
La relación alimento/microorganismos se define como:
S
F
= o
M Xθ
Donde:
F/M = Relación alimento/microorganismos, d-1
So= Concentración de DBO o DQO en el afluente, kg/m3
θ = V/Q = tiempo de retención hidráulica del tanque de aireación, d
V= Volumen del tanque de aireación, m3
Q= Caudal de entrada, m3/d
X= Concentración de sólidos suspendidos volátiles en el tanque de aireación,
kg/m3
La relación entre la tasa de utilización específica U y la relación
alimento/microorganismo es la siguiente:
438
U=
(F / M )E
100
E= Eficiencia del proceso, %
Debido a que la eficiencia E es igual a
E=
( So − S ) x100
So
y sustituyendo la
ecuación de la relación F/M en la ecuación de U, se obtiene la siguiente
relación:
U=
So − S
θX
Donde:
S = Concentración de DBO o de DQO en el efluente, kg/m3
El tiempo medio de retención celular se puede definir en función del volumen
empleado con cualquiera de las dos siguientes relaciones:
Definición a partir del volumen del tanque de aireación:
θc =
Vr X
Qw X w + Qe X e
Donde:
θ c =Tiempo medio de retención celular basado en el volumen del tanque de aireación, d
Vr = Volumen del tanque de aireación, m3
X = Concentración de Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV) en el tanque de aireación,
kg/m3
Qw= Caudal de lodo purgado, m3/d
Xw= Concentración de SSV en el lodo purgado, kg/m3
Qe = Caudal de efluente tratado, m3/d
Xe =Concentración de SSV en el efluente tratado, kg/m3
439
Esta ecuación es recomendada en el diseño de un reactor, suponiendo que
toda la conversión del sustrato ocurre en el tanque de aireación.
Determinación basada en el volumen total del sistema:
θ ct =
Xt
Q w X w + Qe X e
Donde:
θ ct = tiempo medio de retención celular basado en el volumen total del sistema, d (días)
Xt = masa total de SSV del sistema, incluyendo los sólidos del tanque de aireación, del
tanque de sedimentación y los existentes en las instalaciones de retorno de lodos, kg
En aquellos sistemas en los que gran parte de los sólidos totales se encuentren
en el tanque de sedimentación y en las instalaciones de retorno del lodo, se
puede utilizar esta ecuación para calcular la cantidad de sólidos que hay que
purgar. La cantidad de sólidos en el tanque de sedimentación se puede
determinar midiendo la profundidad del manto de lodo y la concentración de
sólidos en el lodo de retorno.
Comparando estos parámetros, la tasa de utilización especifica U (relación F/M
multiplicada por el rendimiento) se puede considerar como una medida del
grado con el que se utiliza el sustrato (DBO) por unidad de masa de
organismos, y θ c se puede considerar como una medida del tiempo medio de
residencia de los organismos dentro del sistema. La relación entre el tiempo
440
medio de retención celular θ c , la relación alimento/microorganismo F/M y el
grado de utilización especifica U, es la siguiente:
⎛ F ⎞⎛ E ⎞
= Y ⎜ ⎟⎜
⎟ − k d = YU − k d
θc
⎝ M ⎠⎝ 100 ⎠
1
Donde:
Y= Coeficiente de producción celular, kg de células producidas/kg de materia
orgánica eliminada.
E = Rendimiento del proceso, %
kd= Coeficiente de degradación endógena, d-1 (días-1)
Los valores típicos de la relación alimento/microorganismo que se encuentran
en la literatura (para todos los procesos de lodos activados, exceptuando el de
aireación modificada), varían entre 0.05 y 1.0.
También se han utilizado relaciones empíricas basadas en las cargas orgánicas
y en el tiempo de retención. Los tiempos de detención normalmente utilizados
suelen variar entre 4 y 8 horas. Las cargas volumicas, expresadas en kg
DBO5/m3 de tanques de aireación, pueden oscilar entre 0.3 y 3.0 DBO5/m3.d. A
pesar de que en el uso de estas relaciones empíricas no se utiliza el tiempo
medio de retención celular y la relación alimento/microorganismo (que se
pueden emplear tanto como parámetros de diseño como variables de
explotación), estas relaciones tienen la propiedad de requerir un volumen de
tanque de aireación mínimo que ha resultado ser el adecuado para el
tratamiento de las aguas residuales domésticas.
441
3. Producción de lodos
El conocimiento de la producción diaria de fangos es importante puesto que
afecta el diseño de las instalaciones de tratamiento y evacuación del fango en
exceso (purga). La producción diaria de fango que hay que purgar se puede
estimar mediante la siguiente ecuación:
Px = Yobs Q( S o − S )(10 3 g / kg ) −1
Donde:
Px = producción diaria neta de lodo activado, medida en términos de SSV, kg/d
Yobs = producción observada, kg/kg
Q, So, S = según definición anterior
La producción observada se puede calcular por medio de la expresión:
Yobs =
Y
1 + k d (θ c oθ ct )
El uso de θ c o θ ct depende de si en el análisis se consideran los sólidos
presente en el tanque de aireación o los sólidos presente en el sistema total. Si
se retiene un alto porcentaje de los sólidos en el tanque de sedimentación y la
unidad de retorno de lodos, es razonable el uso de θ ct
4. Requerimientos y transferencias de oxígeno
La necesidad teórica de oxigeno se puede determinar a partir de la DBO del
agua residual y de la cantidad de organismos purgados diariamente del
sistema. Utilizando términos anteriormente definidos, se tiene:
442
kgO2 / d =
Q( S o − S ) x(10 3 g / kg ) −1
− 1.42( Px )
f
Donde:
f = factor de conversión de DBO5 en DBOL (0.45 – 0.68)
Los restantes términos corresponden a definiciones anteriores
Si se conoce o puede estimar, la eficiencia o transferencia del oxigeno del
sistema de aireación, se puede determinar las necesidades reales de aire. El
suministro de aire debe ser adecuado para: 1) Satisfacer la DBO del agua
residual; 2) Satisfacer la respiración endógena de los organismos presentes en
el fango; 3) Proporcionar un mezclado adecuado y 4) mantener una
concentración mínima de oxigeno disuelto en todo el tanque de aireación
comprendido entre 1 y 2 mg/lit.
Para relaciones alimento/microorganismo superiores a 0.3, las necesidades de
aire para el proceso convencional se sitúan entre 30 y 55 m3/kg de DBO5
eliminada en sistemas de difusores de burbuja gruesa (no porosos), y burbujas
finas (porosos). A valores mas bajos de la relación alimento/microorganismo, la
respiración endógena, la nitrificación y los prolongados periodos de aireación
hacen aumentar las necesidades de aire hasta entre 75 y 115 m3/kg de DBO5
eliminada. En el Ten State Standards, se establece como demanda habitual de
aire para todos los procesos de lodos activados excepto la aireación
prolongada, 93.5 m3/kg de DBO5 eliminada en condiciones de carga punta en el
tanque de aireación. Para los procesos de aireación prolongada las
necesidades normales son de 125 m3/kg de DBO5 eliminada.
443
Otro factor empírico clásico de diseño de los sistemas de aireación era aplicar
entre 1.0 y 1.2 kg O2/kg DBO5 eliminada,
Para hacer frente a las cargas orgánicas altas, se recomienda diseñar los
equipos de aireación con un factor de seguridad que, como mínimo, cubra las
condiciones correspondientes a una carga diaria de DBO igual al doble de las
cargas medias. Los equipos de aireación también se deben de dimensionar de
modo que se asegure una concentración residual de oxigeno disuelto de
2mg/litro en condiciones de carga media y 0.5 mg/lit en condiciones de carga
punta.
5. Requerimientos de nutrientes
Los principales nutrientes son el nitrógeno y el fósforo. Debe como mínimo
cumplirse la siguiente relación entre las concentraciones en el agua residual por
tratar
DBO: N: P
100:5:1
Demanda Bioquímica de Oxigeno: Nitrógeno: Fósforo
6. Tipos y modificaciones
El diseñador está en libertad de seleccionar la modificación al proceso de lodos
activados que considere conveniente siempre y cuando se garantice la
eficiencia operacional, minimización de impactos por ruidos y olores, adecuado
manejo de lodos y eficiencia económica.
444
En las tablas 5.3.4.2 y 5.3.4.3 se resumieron anteriormente las características
de operación de los procesos de lodos activados.
PROCESO DE DISEÑO DE LODOS ACTIVADOS
El propósito de la presente sección es proporcionar fórmulas, parámetros y un
procedimiento de diseño en la aplicación del proceso de lodos activados al
tratamiento de aguas residuales. Estos procedimientos a su vez son
susceptibles a ser modificados, en caso de que se encuentre una metodología
más óptima que reemplace a la presente. En los apartados siguientes se
indican las fórmulas y parámetros a ser aplicados en el diseño.
a. Fórmulas y parámetros
Volumen del tanque puede calcularse como:
Vr =
Donde:
θ c QY ( S o − S )
X (1 + K d θ c )
Vr = volumen de tanque de aireación, m3
θ c = Edad de lodos o tiempo de residencia celular medio basado en el volumen
del tanque de aireación, d (días)
Q= Caudal de aguas residuales crudas, m3/d
Y= Coeficiente estequiometrico de producción de lodos, gSSV/gDQO
So = Concentración de DBO o DQO del afluente, kg/m3
S= Concentración de DBO o DQO del efluente, kg/m3
X= Concentración de sólidos suspendidos volátiles en el tanque de aireación,
kg/m3
kd= Coeficiente de decaimiento endógeno, d-1
445
Relación entre cantidad de sustrato (alimento) y la cantidad de microorganismos
⎛ F ⎞ So
⎜ ⎟=
⎝ M ⎠ Xθ
Donde:
F/M = alimento/microorganismos, d-1
θ = Vr/Q = Tiempo de retención hidráulica del tanque de aireación, d (días)
La relación entre F/M y la tasa de utilización específica U es la siguiente:
⎛F
U =⎜
⎝M
⎞ E
⎟x
⎠ 100
Donde: E = eficiencia del proceso en %
El tiempo medio de retención celular puede ser determinado con las dos
relaciones siguientes:
Determinación basada en el volumen del tanque de aireación:
θc =
Donde:
θ c =Tiempo
Vr X
Qw X w + Qe X e
medio de retención celular basado en el volumen del tanque de
aireación, d
Vr = Volumen del tanque de aireación, m3
X = Concentración de SSV en el tanque de aireación, kg/m3
Qw= Caudal de lodo purgado, m3/d
Xw= Concentración de SSV en el lodo purgado, kg/m3
Qe = Caudal de efluente tratado, m3/d
Xe = Concentración de SSV en el efluente tratado, kg/m3
446
Esta ecuación es recomendada en el diseño de un reactor suponiendo que toda
la conversión del sustrato ocurre en el tanque de aireación.
Determinación basada en el volumen total del sistema:
θ ct =
Donde:
Xt
Q w X w + Qe X e
θ ct =Tiempo medio de retención celular basado en el volumen total del sistema,
d (días)
Xt =Masa total de SSV del sistema, incluyendo los sólidos del tanque de
aireación, del tanque de sedimentación y los existentes en las instalaciones de
retorno de lodos, kg
La relación entre la edad de lodos θ c , la relación alimento-microorganismo F/M
y la tasa de utilización específica es:
⎛ F ⎞⎛ E ⎞
= Y ⎜ ⎟⎜
⎟ − k d = YU − k d
θc
⎝ M ⎠⎝ 100 ⎠
1
En la siguiente tabla se muestran algunos parámetros para el diseño del
proceso de lodos activados del tipo convencional y el de aireación extendida.
Item General
Eficiencia
Requisitos
Cantidad de lodo a tratar
Costos
Item Especifico
DBO
Nitrógeno
Fósforo
Coliformes
Área
Potencia
Volumen
Implantación
Unidad
%
%
%
%
m2/hab.
W/hab.
m3/hab.año
US$/hab.
Edad del lodo
Aireación
Convencional
Extendida
85-93
93-98
30-40
15-30
30-45
10-20
60-90
65-90
0.2-0.3
0.25-0.35
1.5-2.8
2.5-4.0
1.1-1.5
0.7-1.2
60-120
40-80
Tabla 5.3.4.4. Principales características de los sistemas de lodos activados del tipo
convencional y aireación prolongada
Fuente: Von Sperling, 1996ª
447
b. Producción de lodos
La producción diaria de lodo que hay que purgar se puede estimar mediante la
siguiente ecuación:
Px = Yobs Q ( S o − S )(10 3 g / kg ) −1
Donde:
Px = Producción diaria neta de lodo activado, medida en términos de SSV, kg/d
Yobs =Producción observada, kg/kg
Q, So, S =según definición anterior
La producción observada se puede calcular por medio de la ecuación siguiente:
Yobs =
Y
1 + k d (θ c oθ ct )
El uso de θ c o θ ct depende de si en análisis se consideran los sólidos presente
en el tanque de aireación o los sólidos presente en el sistema total. Si se retiene
un alto porcentaje de los sólidos en el tanque de sedimentación y la unidad de
retorno de lodos, es razonable el uso de θ ct
c. Parámetros empíricos en el diseño de tanques de aireación.
1. Carga orgánica volumétrica:
Lv =
SoQ
, kgDBO5 / m 3 .d
Vr
448
2. Carga orgánica específica:
⎛F ⎞
Lve = ⎜ ⎟, kgDBO5 / kgSSLVM .d
⎝M ⎠
3. Tiempo de retención hidráulica:
θ=
Vr
,d
Q
4. Concentración de sólidos en el licor mixto:
XT = concentración de sólidos suspendidos totales en licor mixto, mg SSVLM/L
5. Edad de lodos
Tiempo medio de retención celular, es el tiempo promedio que permanece en el
reactor una partícula de lodo biológico o los microorganismos:
θc =
Vr
,d
Qw
6. Tasa de recirculación de lodos
Retorno o coeficiente de retorno:
R=
Qr
Qn
Donde:
Qr = caudal de retorno de lodos del sedimentador secundario, m3/d
Qn = caudal neto a tratar, m3/d
449
Tanque de aireación
En cualquier adaptación particular del proceso, el tamaño del tanque de
aireación debe ser determinado por cálculos racionales basados en factores
como caudal a tratar, grado de tratamiento deseado, concentración de sólidos
suspendidos en el licor mixto, carga de DBO, y la razón de sólidos en licor mixto
a la carga de DBO. Deben hacerse cálculos para justificar las bases de diseño
de la capacidad del tanque de aireación.
En general las profundidades del líquido no deben ser menores de 3.05 m ni
mayores de 4.57 m, excepto en casos de diseños especiales y deben preverse
la forma del tanque y la instalación del equipo de aireación para llevar a cabo el
control positivo de cortocircuitos a través del tanque.
Las entradas y salidas para cada unidad de aireación deben estar
adecuadamente equipadas con válvulas, compuertas, placas de retención,
vertederos, u otros aparatos que permitan controlar el caudal a cualquier unidad
y mantener un nivel líquido razonablemente constante. Las propiedades
hidráulicas del sistema deben permitir el manejo de caudal máximo instantáneo
con cualquier unidad del tanque de aireación fuera de servicio.
Los canales y tuberías que lleven líquidos con sólidos en suspensión deben ser
diseñados para que mantengan velocidades que permitan su propia limpieza, o
450
deben ser agitados para que mantengan los sólidos en suspensión en todas las
velocidades de flujo dentro de los límites de diseño.
Deben instalarse aparatos para indicar los caudales de las aguas residuales sin
tratar, del efluente primario, el lodo de retorno y el aire a cada unidad del
tanque. En plantas diseñadas para caudales de 60 L/s o mayores, estos
aparatos deben totalizar y registrar, a la vez que indicar los caudales. Donde el
diseño provea para que todo el lodo de retorno se mezcle con el agua residual
sin tratar (o efluente primario) en un punto, debe medirse el caudal del licor
mezclado a cada unidad de aireación.
Normalmente todos los tanques de aireación deben tener un borde libre no
menor de 40 cm. Son deseables alturas mayores. Deben proveerse sistemas
aprobados para el control de espuma.
La razón de retorno de lodos se fijará según el caso o estudio piloto. La
experiencia ha demostrado que esta razón varía generalmente entre 10 y
200%, la razón de lodo de retorno debe poder ser variada.
Si se usan bombas impulsadas por motor para el retorno del lodo, la capacidad
máxima de retorno de los lodos debe ser alcanzada con la bomba mayor fuera
de servicio. Debe proveerse una carga positiva en la entrada de la bomba.
Las bombas deben tener abertura de succión y descarga de 7.6 cm por lo
menos. Si se usan por arrastre con aire (air lifts) para regresar el lodo desde
451
cada tanque de sedimentación, no se requerirá unidad de reserva, siempre que
el diseño de los mismos sea tal que facilite su limpieza y siempre que se
provean otras medidas de reserva.
Las tuberías de succión y descarga deben ser de por lo menos 10 cm de
diámetro y diseñadas para mantener una velocidad no menor de 0.61 m por
segundo cuando las instalaciones de retorno de lodo estén operando a razón
normal. Deben proveerse aparatos adecuados para observación, muestra y
control de caudal de retorno del lodo activado desde cada tanque de
sedimentación.
Los requerimientos de oxígeno en sistemas biológicos son el resultado de tres
demandas principales.
9 DBO carbonacea
9 DBO nitrogenada
9 DBO inorgánica
El diseñador debe estimar no solo la demanda de oxígeno total causada por
estas fuentes sino también las variaciones temporales y espaciales de las
demandas en el sistema de reactores a ser aireados. En especial deben
calcularse las demandas máximas que se generan por los cambios de caudal y
concentración en la planta. El diseñador debe seleccionar el tipo de aireador
que necesite de acuerdo a las características propias de su diseño. Ver tabla
5.3.4.5 con tipos de aireadores recomendados.
452
Difusores porosos
Características típicas recomendadas
Difusores de placa
Difusores con forma de domo
Cuadrados. Lado = 30 cm, espesor = 2.5 a 3.8 cm
Diámetro = 18 cm, altura = 3.8 cm, espesor del medio = 15 mm
(bordes) y 19 mm (parte superior)
Difusores con forma de disco
Diámetro = 18 – 24 cm, espesor = 13 a 19 mm
Difusores de tubo
Longitud del medio poroso = 50 a 60 cm, diámetro externo = 6.4 a
7.6 cm
Difusores no porosos
Tubería perforada
Burbujeadores
Difusores con válvula en el orificio
Aireadores de tubo estático
Diámetro del orificio = 0.3 – 0.8 cm
Mangueras perforadas
Aireación por chorro
Mecanismos aspiradores
Aireación con tubo U
Tabla 5.3.4.5. Tipos de aireadores
Para el cálculo de la DBO carbonácea se recomiendan los siguientes rangos
típicos encontrados en la práctica:
a. 94 a 125 m3 de oxígeno/kg de DBO5 aplicada
b. 1.1 kg de oxígeno transferido/kg de DBO5 pico aplicada al tanque
de aireación convencional
c. 3.7 a 15 m3 de oxígeno/m3 de agua residual a tratar y
d. 31 a 56 m3 de oxigeno/kg de DBO5 removida
Clase
Tipo
Reciprocante de desplazamiento positivo
Rotatorio de desplazamiento positivo
Compresor dinámico
Pistón–etapa sencilla
Potencia (hp)
25 – 200
Pistón multi-etapas
10 – 10000
Lobe
10 – 3000
Sliding vane
Helical screw
10 – 500
10 – 500
Centrífuga
Axial
Tabla 5.3.4.6. Rangos típicos de potencia
50 – 20000
1000 - 10000
453
En la tabla 5.3.4.7 aparecen las tasas de transferencia típicas de oxígeno
recomendadas.
Tipo aireador
Estándar
Campo
kg O2/kWh
1.2 – 3.0
kg O2/kWh
0.7 – 1.4
Centrífuga superficial con tubo succionador
1.2 – 2.8
0.7 – 1.3
Axial superficial (Alta velocidad)
1.2 – 2.2
0.7 – 1.2
Aireadores mecánicos
Centrifuga superficial (baja velocidad)
Turbina abierta con succión hacia abajo
1.2 – 2.4
0.6 – 1.2
Turbina cerrada con succión hacia abajo
1.2 – 2.4
0.7 – 1.3
Turbina sumergida con tubo burbujeador
1.2 – 2.0
0.7 – 1.1
Impeler superficial
1.2 – 2.4
0.7 – 1.1
Cepillo superficial y pala
0.9 – 2.2
0.5 – 1.1
Difusores de aire
L/segundo
Pérdidas en cm
Domo de cerámica
Disco de cerámica (22 cm diámetro)
0.24 – 1.2
0.3 – 1.4
15 – 63
13 – 48
Tubo de medio poroso
1 – 2.8
Tubo con funda flexible
Funda flexible tipo disco I (22 cm diámetro)
1 – 2.8
1 – 2.8
Funda flexible tipo disco II (23 cm diámetro)
1 – 2.8
Funda flexible tipo disco III (74 cm diámetro)
1 – 9.4
23 – 58
23 – 61
Burbujeador
3.8 – 5.6
15 – 23
Tubo perforado
4.7 – 11.3
7.6 – 33
Orificio con válvula
2.8 – 5.6
13 – 30
Tabla 5.3.4.7. Rangos típicos de transferencia de oxigeno
Sedimentador secundario
Se
recomienda
el
uso
de
sedimentadores
secundarios
circulares
y
rectangulares. Para los circulares se recomienda usar diámetros entre 3 y 60 m
y que el radio no exceda cinco veces la profundidad del agua. Para diámetros
mayores o iguales a 27 m se recomienda utilizar profundidades entre 4.9 y 6 m.
Para los tanques rectangulares se recomienda que la longitud no exceda de 10
454
a 15 veces la profundidad. Si el ancho del tanque es mayor a 6 m, se
recomienda usar un mecanismo colector de lodos múltiple.
El área superficial debe calcularse como la mayor entre las áreas calculadas
con la tasa de desbordamiento superficial y la tasa másica de carga. El criterio
hidráulico recomendado para determinar el área requerida es el siguiente: para
sedimentadores secundarios siguiendo un proceso de filtros percoladores o un
proceso de lodos activados, escoger la mayor área calculada con el caudal pico
y el caudal promedio. En los casos en que no es posible realizar ensayos de
sedimentación para determinar la tasa de desbordamiento superficial, se
recomiendan los siguientes valores según el tipo de tratamiento que la preceda
y para caudales medio diario y máximo horario.
Tipo de tratamiento
Sedimentación siguiendo un proceso de lodos
activados (excluyendo aireación extendida)
Sedimentación siguiendo un proceso de lodos
activados con oxigeno
Sedimentación siguiendo un proceso de aireación
extendida
Sedimentación seguida por filtros percoladores
Sedimentación seguida por biodiscos
Efluente secundario
Tasa de carga
Caudal
promedio
superficial (m3/m2 d)
16 – 32
40 – 48
16 – 32
40 – 48
8 – 16
24 – 32
16 – 24
40 – 48
16 – 32
40 – 48
Caudal pico
Tabla 5.3.4.8. Valores recomendados de carga superficial
OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO DE LODOS ACTIVADOS
Se debe tener un manual de operación y mantenimiento que contemple los
siguientes aspectos:
455
Control de olores
Operación en condiciones de caudal mínimo y máximo
Arranque
Control del sistema de aireación y del oxígeno disuelto
Programa de mantenimiento preventivo
Ensayos de laboratorio adecuadamente programados
Control de lodos
Control de la recirculación
Control de abultamiento
Control de espumas
456
5.4.1 Guía para el Diseño de Patios de Secado de Lodos
Esta unidad brinda, el último tratamiento al lodo proveniente de los procesos
que se llevan acabo en las unidades anteriores y su ubicación por lo general es
al final de la planta de tratamiento de aguas residuales, es decir que esta
unidad proporciona el producto final en la depuración de aguas residuales
domésticas. Luego de descargar los lodos en los patios y evacuar el vertido
final a los cuerpos receptores no queda más que verificar si los efluentes
cumplen con los requerimientos exigidos por la propuesta de norma nacional y
requerimientos del medio ambiente.
Los lechos de secado son dispositivos que eliminan una cantidad de agua
suficiente de los lodos para que el resto pueda manejarse como material sólido,
con un contenido de humedad inferior al 70 %.
Luego de haberle proporcionado el tratamiento adecuado a las aguas
residuales, a través de los diferentes procesos, en cada etapa de tratamiento
como lo son el pretratamiento, tratamiento primario y secundario, el residuo final
o lodo es colocado en los patios de lodos, los cuales se encargan de eliminar la
humedad del lodo final.
Los lechos de secado de lodo son fáciles de manejar y producen un alto
contenido de sólidos, son de bajo costo y requieren un mínimo de atención en
su operación. Los tipos de lechos de secado son:
• Lechos de Arena para secado
457
• Lechos de secado de Pavimento
• Lechos de Medio artificial
• Lechos de secado con ayuda de vacío.
Lechos de Arena para Secado.
Los lechos de arena para secado de lodo, están formados por diferentes capas
de materiales, entre las que se encuentran una capa de arena fina de 12 pulg.
(300 mm), que reposa sobre unas 8 a 18 pulg. (200 a 460 mm) de grava,
(Figura 5.4.1). La arena debe tener una tamaño efectivo de 0.3 a 0.75 mm,
debe estar libre de partículas más pequeñas y tener un coeficiente de
uniformidad inferior a 3.5. La grava debe tener un tamaño característico de 0.1
a 1 pulg. (2.5 a 25 mm).
Por lo general, los drenajes son de tubería plástica perforada o de baldosas de
arcillas colocadas a junta perdida; tienen un diámetro de 4 pulg. (100 mm) y una
pendiente de 1%. Los lechos se dividen en particiones que ocurren cada 20
pies (6 m.) y tienen 2 pies de altura (0.6 m).
Las tasas de carga para los lechos convencionales de arena para secado
oscilan entre 10 y 40 lb. de sólidos secos/pie2.año (49 a 195 kg/m2.año) ó 1 a 3
pie2/per cápita.
458
Figura 5.4.1. Planta y Sección típica de los patios de arena para Secado de lodos
Lechos de Secado de Pavimento
Estos diseños no tienen drenaje subsuperficial y poseen un sistema de tubería
para remover el decantado.
Para mezclar y airear regularmente el lodo se utiliza una barrena horizontal
montada en un camión. Dado que el 70% a 80% del agua se pierde por
evaporación, el nuevo tipo de lecho pavimentado es apropiado para climas
áridos.
459
Lechos de Medio Artificial.
Inicialmente el medio que se utilizó en este tipo de lecho de secado fue de
acero inoxidable, pero en la actualidad se fabrican en su mayoría de
poliuretano. El acero inoxidable crea un medio para el drenaje proveniente de
los lodos que se están secando. El medio consta de una ranura en forma de
cuña que tiene 0.01pulg. (0.25 mm) de ancho.
Dependiendo del material utilizado para la disposición final de los lodos, los
lodos digeridos de forma aerobia y tratados con polímeros se pueden
deshidratar de 8 a 12% en un lapso de 24 horas. La adición de polímeros es
conveniente para todos los lodos, dado que se acelera el proceso de
deshidratación. Como resultado del efecto acondicionador de los polímeros y
del suelo falso para el drenaje rápido, las tasas de carga anual exceden las
cargas de los lechos de arena por un orden de magnitud de10 veces.
Lechos de Secado con Ayuda de Vacío.
En este tipo de lechos de secado con ayuda de vacío, se aplica vacío a la parte
inferior de una placa de medio poroso, sobre el cual se coloca lodo adicionado
con polímeros (ver Figura 5.4.2), donde el vacío empuja el agua a través de la
placa, y el lodo deshidratado se acumula sobre la superficie.
460
Figura 5.4.2. Esquema de patio de secado con ayuda de vacío
Para un ciclo de 24 horas, el sistema deberá tener tres lechos. Cada lecho
deberá dimensionarse al 70% de la producción diaria promedio de lodo. Bajo
este diseño, el sistema funcionará 5 días por semana y deshidratará el lodo
correspondiente a 7 días. Después de cada día se retira la capa de lodo a
través de un cargado frontal, y luego las placas se lavan con una manguera a
presión.
A continuación se describen las consideraciones de diseño que la norma
colombiana,
boliviana
y
mexicana
han
incluido
dimensionamiento de los patios de secado de lodos.
en
el
análisis
del
461
Aspectos de importancia sobre Lechos de secado de lodos, encontrados
en la Norma Mexicana
Los lechos de secado son generalmente el método más simple y económico de
deshidratar los lodos estabilizados.
Previo al dimensionamiento de los lechos se calculará la masa y volumen de los
lodos estabilizados.
En el caso de zanjas de oxidación el contenido de sólidos en el lodo es
conocido. En el caso de lodos digeridos anaerobiamente, se determinará la
masa de lodos considerando una reducción de 50 a 55% de sólidos volátiles.
Si bien el contenido de sólidos en el lodo digerido depende del tipo de lodo, se
recomiendan valores que sirven de guía en la tabla general de comparación.
Los requisitos de área de los lechos de secado se determinan adoptando una
profundidad de aplicación y calculando el número de aplicaciones por año. Para
el efecto se debe tener en cuenta los períodos de operación que recomienda la
norma.
• Período de secado: entre 3 y 4 semanas para climas cálidos y entre 4 y 8
semanas para climas más fríos;
• Período de remoción del lodo seco: entre 1 y 2 semanas para instalaciones
con limpieza manual (dependiendo de la forma de los lechos) y entre 1 y 2
días para instalaciones pavimentadas en las cuales se pueden remover el
lodo seco, con equipo.
462
Adicionalmente se comprobarán los requisitos de área teniendo en cuenta las
recomendaciones hechas por las normas.
Para el diseño de lechos de secado se deben tener en cuenta las siguientes
recomendaciones.
• Pueden ser construidos de mampostería, de concreto o de tierra (con
diques) con profundidad total útil de 50 a 60 cm. El ancho de los lechos
para instalaciones grandes puede sobrepasar los 10 m.
• El medio de drenaje debe tener los siguientes componentes:
− Debajo de la arena se debe colocar un estrato de grava graduada entre
1,6 y 51 mm (1/6” y 2”), de 0,20 m de espesor.
− Los drenes deben estar constituidos por tubos de 100 mm de diámetro
instalados debajo de la grava.
• Alternativamente se puede diseñar lechos pavimentados con losas de
concreto o losas prefabricadas, con una pendiente de 1,5% hacia el canal
central de drenaje. Para cada lecho se debe proveer una tubería de
descarga con su respectiva válvula de compuerta y loseta en el fondo para
impedir la destrucción del lecho.
Aspectos de importancia sobre Lechos de secado de lodos, encontrados
en la Norma Boliviana
Esta norma posee las mismas consideraciones que la norma mexicana en
cuanto a los parámetros de diseño de dicha unidad de tratamiento, por lo que
463
nos limitaremos a mencionar los parámetros de diseño en el cuadro de
comparación entre las normas en análisis.
Previo al dimensionamiento de los lechos se calculará el volumen de lodos
estabilizados
Aspectos de importancia sobre Lechos de secado de lodos, encontrados
en la Norma Colombiana
Todos los niveles de complejidad deben contemplar el manejo de lodos en su
sistema de tratamiento de aguas residuales. Para esto, deben presentarse
balances de masa de los procesos con los trenes de tratamiento de agua y
lodos. Los efluentes líquidos del tren de lodos deben integrarse en los balances
de masa del tren líquido. Además deben tenerse en cuenta las siguientes
consideraciones:
• No deben descargarse dichos efluentes a cuerpos de agua superficiales o
subterráneos.
• Los lodos primarios deben estabilizarse.
• Se debe establecer un programa de control de olores.
• Se debe establecer un programa de control de vectores.
Caracterización
Se debe hacer una caracterización de los siguientes parámetros en los lodos:
464
• Sólidos suspendidos.
• Sólidos totales.
• Nitrógeno total Kjeldahl.
• Fósforo
• Metales ( Cromo, Plomo, Mercurio, Cadmio, Níquel, Cobre y Zinc)
Generación
El diseño de las instalaciones para el manejo de lodos debe hacerse teniendo
en cuenta las posibles variaciones en la cantidad de sólidos que entren
diariamente a la planta. Para esto se deben considerar las tasas máximas y
promedio de variación en la producción de lodos y la capacidad de
almacenamiento potencial de las unidades de tratamiento de la planta.
En la siguiente tabla se presentan producciones típicas de lodos para diferentes
tipos de tratamiento:
Proceso de tratamiento
Sedimentación primaria
Lodos Activados (Lodo de desecho)
Filtros percoladores (Lodo de desecho)
Aireación extendida (Lodo de desecho)
Lagunas Aireadas (Lodo de desecho)
Filtración
Sólidos secos, g/103Litros de agua residual tratada
Rango
Típico
108-168
150
72-96
84
60-96
72
84-120
96a
84-120
96a
12-24
18
Tabla .5.4.1. Generación típica de lodos por tratamiento
a
Suponiendo que no hay tratamiento primario
465
Consideraciones hidráulicas
1) La entrada al espesador debe diseñarse de modo que se minimice la
turbulencia. El diseñador está en libertad para ubicar esta estructura,
siempre y cuando cumpla esta condición
2) Tasa de aplicación superficial
En la tabla 5.4.2 aparecen los valores de TAS que se recomiendan para el
diseño de los patios de secado.
Tipo de lodo
Primario
Primario y activado de desecho
Activado de desecho
Primario y activado de desecho tratado con calor
Tasa de aplicación superficial (m³/m²
/d)
33
33
33
16
Tabla 5.4.2. Tasas de aplicación superficial TAS recomendadas
3) Tasa de carga másica (TCM)
La carga másica de diseño debe encontrarse por ensayos de laboratorio
cuando esto sea posible. En la tabla 5.4.3 aparecen los valores de TCM
(Tasas de carga másica) que se recomiendan.
466
Tipo de lodo
Lodos separados
Primario (PRI)
Filtros percoladores (FP)
Biodiscos (B)
Lodos activados de desecho (LAD)
LAD – aire
LAD – oxígeno
LAD – aireación extendida
Lodos digeridos anaerobiamente, provenientes del digestor
primario
Lodos Térmicamente acondicionados
PRI solamente
PRI + LAD
LAD solamente
Carga másica (kg./m² d)
100 – 150
40 – 50
35 – 50
20 – 40
20 – 40
25 – 40
120
200 - 250
150 – 200
100 - 150
Tabla 5.4.3. Tasas de carga másica recomendadas
Geometría
Un lecho de secado típico debe ser diseñado para retener en una o más
secciones, el volumen total de lodo removido del digestor. Los elementos
estructurales del lecho incluyen los muros laterales, tuberías de drenaje, capas
de arena y grava, divisiones o tabiques, decantadores, canales de distribución
de lodo y muros.
Los muros laterales deben tener un borde libre entre 0.5 y 0.9 m por encima de
la arena. Debe asegurarse que no existan filtraciones laterales a través de los
muros separadores. En la tabla 5.4.4 aparecen los valores de área requerida en
m² por habitante según el tipo de lodo que se deben usar.
467
Fuente de lodo inicial
Primario
Primario mas químicos
Primario mas filtros percoladores de baja tasa
Primario mas lodos activados de desecho
Área (m²/cap)
(lecho sin
cobertura)
0.07 – 0.14
0.14 – 0.23
0.12 – 0.17
0.16 – 0.51
Área (m²/cap) (lecho con
cobertura)
0.05 – 0.09
0.09 – 0.173
0.086 – 0.145
0.094 – 0.156
Tabla 5.4.4. Área requerida según la fuente del lodo y el cubrimiento del lecho
Drenajes
A continuación se hace mención de algunos aspectos importantes relacionados
con los drenajes:
1) Medios
Se recomienda utilizar como medios de drenaje capas de grava y de arena.
2) Espesores
3) Granulometrías
4) Las partículas de grava deben presentar un diámetro entre 3 y 25 mm. La
arena debe presentar las siguientes especificaciones:
− Partículas limpias, duras, durables y libres de arcilla, polvo, ceniza u otro
material extraño
− El coeficiente de uniformidad debe estar entre 3.5 y 4.0,
− El tamaño efectivo de los granos de arena debe estar entre 0.3 y 0.75 mm.
5) En algunos casos, en vez de arena se puede usar antracita o grava fina
con tamaño efectivo de 0.4 mm.
468
6) Recolección de percolados
7) La recolección de percolados, se efectuará a través de tuberías de
drenaje de plástico o de teja de arcilla vitrificada con junta abierta.
Las tuberías de drenaje principal deben tener no menos de 100 milímetros de
diámetro y una pendiente no menor a 1%; deben espaciarse entre 2.5 y 6 m y
debe tenerse en cuenta el tipo de remoción de lodo que se emplee. Se
localizarán por debajo de la capa de grava con no menos de 150 mm de este
material por encima de ellas. Se recomienda que los canales laterales de
alimentación de las tuberías principales tengan un espaciamiento entre 2.5 y
3 m. En los casos en que la infiltración sea un peligro para las aguas
subterráneas, debe sellarse el fondo del lecho con un bitumen u otra
membrana impermeable. El área situada alrededor de las tejas de drenaje
debe rellenarse con grava.
8) Tasa másica de carga superficial
En la tabla 5.4.5 aparecen los valores de tasa de carga superficial que se
deben usar.
Fuente inicial de lodos
Primario
Primario mas químicos
Primario mas filtros percoladores de baja tasa
Primario mas lodos activados de desecho
Tasa de carga superficial (kg/(m² año)
134
110
110
73
Tabla 5.4.5. Valores de tasa de carga másica
469
9) Necesidad de Cobertura
La cubierta proporciona un techo al lecho de arena. La necesidad de utilizarla
depende de las condiciones ambientales de la zona. Su uso se recomienda en
zonas de alta precipitación. Sin embargo, el diseñador estará en libertad para
decidir si se coloca o no cobertura al lecho. En condiciones climatológicas
favorables, la evaporación es más rápida en los lechos descubiertos que en los
cubiertos. En los cubiertos es conveniente mantener las ventilaciones cerradas
durante la etapa de escurrimiento, para mantener la temperatura, y abrirlas
durante la etapa de evaporación para que se renueve el aire.
A continuación se muestran las principales consideraciones de diseño que
relacionan todos los parámetros involucrados en dicha etapa, para el
dimensionamiento de los lechos de secado según las normas que se muestran
en la siguiente tabla:
Parámetro
Contenido de sólidos en el
lodo digerido
Lodo primario digerido
Lodo digerido de procesos
biológicos, incluido el lodo
primario:
Requisitos de área de los
lechos de secado
La gravedad específica de
Unidad
% sólidos
cm. por
aplicaciones
por año
Valor del parámetro según
Norma
Norma
Norma
Boliviana
Colombiana
Mexicana
8 a 12%
8 a 12%
6 a 10%
6 a 10
20 a 40
20 y 40
1.03 y 1.04
1.03 y 1.04
470
los lodos digeridos
Período de aplicación:
Primario
Primario y filtros percoladores
Primario y lodos activados
Zanjas de oxidación
Ancho de lechos
El medio de drenaje
Período de secado:
climas cálidos
climas más fríos
Período de remoción del lodo
seco
En instalaciones con limpieza
manual
Para instalaciones
mecanizadas
horas
120 – 146
4a6
120 - 200
100 – 160
90 – 120
60 – 100
60 - 100
110 – 200
3.0 – 6.0
0.3
semanas
3y4
4y8
3y4
4y8
Semanas
1y2
entre 1 y 2
días
1y2
1.5 hacia el
canal central de
drenaje
1y2
1.5 hacia el
canal central de
drenaje
kg sólidos /
m2.año
4a6
M
M
Pendiente de
Medio de soporte
Capa de arena
separación de
Tamaño efectivo
Coeficiente de uniformidad
Estrato de grava graduada
entre 1,6 y 50 mm,
Los drenes son tubos de
diámetro
Las
dimensiones
de
lechos son:
Ancho
Largo.
%
1.0
15 por ladrillos
2a3
30-46
15 por ladrillos
2a3
0.3 a 1.3
Inferior a 5
0.3 a 0.7
3.5 a 4
de 0.3 a 1.3
entre 2 y 5
cm de
espesor
de 30 a 40
20-46
de 20
mm
100 debajo de
la grava
100 debajo de
la grava
3 a 10
5 a 15
20 a 45
cm
cm
mm
M
Tabla 5.4.6. Comparación entre los principales parámetros de diseño de las normas
internacionales recomendadas.
DISEÑO DE PATIOS DE SECADO
En la etapa de diseño de los patios de secado se deben tener bien definidos los
siguientes parámetros, luego de haber efectuado los análisis respectivos en
campo, a las aguas residuales domésticas que se han proyectado depurar con
tratamientos que se definen en el estudio previo al diseño de las unidades (el
estudio en este documento solamente se mencionara ya que los diseños deben
471
basarse en datos obtenidos en el lugar del proyecto; sin embargo no aplica en
el procedimiento siguiente).
• Se debe contar con una población de diseño (habitantes), la cual debe ser
proyectada a un tiempo prudencial como vida útil (20 años son
recomendables), de las unidades de tratamiento. Todo esto utilizando un
factor superficial = 0.04 m2/ hab. (dato que fue obtenido de la norma brasileña
indicada en la tabla siguiente).
Proceso de tratamiento
Primaria
Filtros percoladores
Lodos activados
Precipitación química
Área necesaria (m2/ habitante)
Eckenfelder
Imhoff
Norma brasileña
0.09
0.05
0.04
0.15
0.08
0.06
0.28
0.15
0.08
0.19
-
Tabla. 5.4.7. Propuesta de diseño del área de patios de secado según diferentes autores.
Adaptado de Max Lothar Hess, pag. 123. Estos datos se refieren a 8 o 9 cargas por año,
espesor 0.25 metros.
• Luego se calcula el área superficial mediante la siguiente ecuación:
Area = Poblacion DISEÑO × FactorSUPERFICIAL ; m 2
• Cuando ya se tiene el área útil de los patios se procede a proponer el numero
de unidades digestotas de lodos o patios de secado “n”, a ubicar como por
ejemplo 3, 4, etc. dividiendo posteriormente el área entre el numero
propuesto.
A = (valor m2)/ n; donde “n” es el numero propuesto
• Si los patios de secado son rectangulares, se procede de la siguiente
manera:
472
A = Ancho × L arg o = W × L
Se asume un ancho W , luego se tiene:
L=A/W
L = metros
• Si resultasen dimensiones que con fracciones decimales es recomendable
trabajar con enteros por cuestiones constructivas con las.
Operación y mantenimiento
Se debe llevar un manual de operación y mantenimiento que contemple los
siguientes aspectos:
• Control de los lodos influentes.
• Arranque.
• Programa de muestreos.
• Monitoreo del efluente.
La operación de un lecho de secado de arena es una función de:
• La concentración de sólidos del lodo aplicado
• Profundidad del lodo aplicado
• Pérdidas de agua a través del sistema de drenaje
• Grado y tipo de digestión suministrada
• Tasa de evaporación (la cual es afectada por muchos factores ambientales)
473
• Tipo de método de remoción usado, y
• Método de disposición última utilizado
• Control de olores.
• Control de las dosificaciones.
• Operación bajo condiciones de carga mínima y máxima.
• Operación bajo condiciones de caudal mínimo y caudal máximo.
• Programa de inspección periódico.
• Control de insectos y crecimiento de plantas.
• Manejo de la torta de lodos seca.
474
CAPITULO VI
EJEMPLOS DE DISEÑO, DE UNIDADES DE TIPO
BIOLOGICO Y FISICO PARA EL TRATAMIENTO
DE AGUAS RESIDUALES DOMÉSTICAS
475
6.1.
DISEÑOS DE UNIDADES DE TIPO BIOLOGICO Y FISICO
A continuación se describen los procesos de diseño, por medio de ejemplos,
para efectuar el dimensionamiento de cada una de las unidades de tratamiento
de aguas residuales de tipo físico y biológico, que se han estudiado en el
presente manual.
Cabe mencionar que los ejemplos mostrados en este capitulo, solamente
servirán para ilustrar el proceso de diseño planteado en el capitulo V, para cada
unidad, ninguno de los ejemplos mostrados tienen relación entre sí, ya que son
cálculos independientes e ilustrativos.
Estos diseños se han efectuado con hojas de cálculo previamente elaboradas
en el desarrollo de este manual, las cuales contienen las fórmulas necesarias
para realizar los diseños. Estas hojas de calculo se ponen a disposición, junto a
este manual y al complementarlas con la información contenida en este
documento, se estará en condiciones de dimensionar unidades de tratamiento
de tipo biológico y físico, estudiadas en este manual.
476
6.1.1 Ejemplos de diseño de unidades del tratamiento preliminar
6.1.1.1. Diseño de Rejas
Parámetros de diseño Recomendados
Caudal de diseño m³/seg
Forma de barra
Ancho de barra (cm)
Espesor de barra (cm)
Espaciamiento entre barras (cm)
Inclinación
Coeficiente de seccion
Profundidad del canal (m)
Velocidad de aproximación (m/s)
Velocidad a través de las barras (m/s)
0,60
Perdida de carga máxima (m)
Cantidad de material retenido m³/1000m³
Qmaxhor
Rectangular
0,50 a 7,50
2,50 - 4,00
1,50 - 5,00
45 - 60°
0.45
Qpromedio
Qmax
0.15
0,008 - 0,038
0,90
Utilizado
0.0165
Pletina
0.50
2.54
2.54
45 °
1.67
0.50
0.45
0.60
0.90
0.15
0.023
Dimensionamiento de Rejillas
Dimensionamiento de Canal de Aproximacion o Canal de Entrada
→ Por continuidad tenemos:
Q
Q = A × V
A =
A
=
luego despejamos A:
V
→ Asumiendo un ancho de canal b en m obtenemos:
Se debe Incrementar el area de la seccion
despejando para T se obtiene. T
A = T × b
b =
b =
= A / b
T =
T =
0.03
m²
0.30
0.38
0.07
0.07
7.33
m
m
m
m
cm
→ Tomando en cuenta los datos recomendados se obtiene con las siguiente ecuaciones:
a
=
0.84
= b × E
E =
a + t
Donde:
bu = Ancho útil o ancho libre ( sumatoria de todos los espacios entre cada barra)
E = Eficiencia, la eficiencia varía entre 0.60 a 0.85, siendo más comunes 0.75
bu
m
0.31
= b × E =
El ancho total ocupado por las pletinas es bp.
m
0.06
= b − bu
bu
Area útil =
bp
0.02 m2
→ Determinando el número de pletinas obtenemos:
Num
=
PLETINAS
b = Num
PLETINA
bp
w
=
12.00
× t + 10 × a
=
31.00
cms
→ Calculando las perdidas de carga (<= 15 cm) se obtiene:
hf =
1
0 .7
⎛ VR 2 − v a 2
⎜
⎜
2× g
⎝
⎞
⎟
⎟
⎠
hf
=
0.0115
→ Analizando para el 50% de obtrucción de rejas tenemos:
Por continuidad:
V = 2 × V
Aguas arriba = entre barras
A × V
m
⎛ 1 ⎞
= Av ⎜
⎟
⎝ 2 ⎠
Sustituyendo en la ecuacion de perdidas obtenemos:
hf
=
1 ⎡
⎢
0 .7 ⎣
[(2
× 0 . 6 ) − (0 . 6
2 × 9 . 81
2
)2
]⎤⎥
⎦
hf =
hf
=
0.0786
7.86
2V
Reducido con
factor de forma
= v
β = 1.67
m
cm
0.13 m
13.13 cm
Cuando las rejas tengan una pérdida de carga aguas abajo igual a ocho centímetros será
necesario limpiarlas
PLATAFORMA DE
DRENAJE
BY-PASS
REJAS
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
S E C C I O N
HACIA DESARENADOR
D E
R E J A S
`
Reducido con
factor de forma
O.K. es menor
que 15 cm
477
6.1.1.2 Diseño de Desarenador de Flujo Horizontal
Parámetro
Velocidad de Flujo cte.
Velocidad de Sedimentacion
Carga superficial m³/m²,d TAS
Qdiseño
Valores usuales
0,24 a 0,36
0.02
1080 - 16080 m³/m²/d
Qmaxhorario
Recomendado
0.30 m/s
0.02 m/s
1200.00 m3/m2/d
0.014 m3/s
Por continuidad obtenemos lo siguiente:
Q max hor Secciondes arenador × Velose dim entacion
=
A
Areadecontacto
Donde:
Qmaxhor = Caudal máximo horario
Secciondesarenador = Area del sedimentador m²
Velosedimentacion = velocidad de sedimentacion de la particula m³/m²/h
Velsedimentacion
Por lo tanto:
Q max horario
B =
h×V
Area de
contacto
Seccion del
Sedimentador
478
Se realiza el Diseño del vertedero de la siguiente manera:
Qmaxh
0.03 m3/s
a⎞
⎛
Qmedh
0.01 m3/s
Q = 2.74 × a1 / 2 × b⎜ H - ⎟
Qminho
0.01 m3/s
3⎠
⎝
Donde:
b= ancho de la base
h + a = altura del agua
B= ancho total
Para tolva de arenas la altura
de diseño varia de 0,10 a 0,15 m
VERTEDERO SUTRO
Diseñando para Qmin, en este caso H se aproxima a "a"
a⎤
⎡
Q min = 2 . 74 a 1 / 2 b ⎢ a − ⎥ Asumiendo el valor de "a" obtenemos
3⎦
⎣
3 × Q min
0.20 m
b=
2 . 74 × 2 a 3 / 2
Calculando H con el Qmaxhorari
H =
0.20 m
Determinando el valor de "B"
0.42 m
0.50 m
Calculando la longitud del desarenador:
V
×H
L = HORIZONTALFLUJO
TAS
L=
4.40 m
a = 0.10 m
TAS: Tasa de Aplicación Superficial Q/A
Comparando con L = 25H
L = 5.00 m
479
La cantidad de material retenido en la tolva para la arena será:
Para América Latina =
Qmaxhorario =
30 - 40 Lts-arena/1000 m³ de Agua Residual
0.03 m3/s
40.00 Lts Arena/1000 m3 A. R.
2178.43 m3/d
Cantidad de arena depositada en la tolva = Material Acumulado*Qmaxhorario
Cantidad de arena depositada en la tolva =
0.09 m3/d
Volumen de la tolva de arenas = ((B+b)/2)*Largo*Altura de Tolva de arena
Volumen de la tolva de arenas = 0.23 m3
Determinacion del período de limpieza = Volumen de la Tolva de arena/Cantidad de arena depositada en la tolva
Determinacion del período de limpieza = 2.651 dias
3 dias
PLATAFORMA DE DRENAJE
SECCION DE
CONTROL
CAJA DE ENTRADA
CAMARA DE REJAS
COMPUERTA
METALICA
CAMARA PARA ARENAS
ENTRADA DE
AGUA CRUDA
CAMARA PARA ARENAS
CANAL DE
ENTRADA
COMPUERTA
METALICA
P L A N T A
D E D E S A R E N A D O R
SALIDA
480
6.1.1.3 Diseño de Trampa de Grasas y Aceites
Caudal de diseño (QmaxHorario) =
10.00 lit/seg
Para el diseño de las trampas de grasas utilizaremos un tiempo de retención de:
TRH
Q diseño
3 min. ----------------- hasta 10 L /seg.
4 min. ----------------- 10 – 20 L /seg.
5 min. ----------------- más de 20 L / seg.
Cálculo de la geometría de la trampa de grasa
Area Superficial
Area lateral
Relación Largo-Ancho (r)
1.80 :1
Tasa de Aplicación:
Área superficial=
4.00 lit/seg*m2
0.25 m2
por cada litro por segundo
A sup erficial= Tasadeaplicacion* Q max horario
Largo (L) de trampa de Grasa=
Ancho (a) de trampa de Grasa=
Tiempo de retención =
L =
a
A sup erficial * r
2.12 m
=
1.18 m
L
/ r
2.50 m2
240.00 seg
Cálculo del Volumen útil de la trampa de grasa
Vutil
= Q max horario
* TRH
=
2.40 m3
481
Cálculo de las dimensiones laterales de la trampa de grasa
Relación del Volumen con respecto al área lateral y el ancho
(h + 2h ) × L
Como:
Alateral
=
2
V = Alateral
× a
(h + 2h) × Lxa 3h× Lxa
2xV
=
⎯
⎯→h =
2
2
3xLxa
2 xV
Cálculo del valor de h h =
= 0.70 m
3 xLxa
Tenemos:
V=
Area Superficial
Area lateral
a=
L=
h=
2h=
ENTRADA
Planta
ENTRADA
Ø 2" PVC
NIVEL LÍQUIDO
SALIDA
Ø 4" PVC
S 1% - 4 %
Trampa de grasa
1.20
2.20
0.70
1.40
m
m
m
m
482
6.1.2 Ejemplos de Diseño de unidades de Tratamiento Primario
6.1.2.1 Diseño de Sedimentador Primario Tipo Dortmund
Carga Superficial de diseño (Vs)
Caudal de diseño (Q)
Caudal Pico (Qpico)
40.00 m³/m²/día
1425.00 m³/día
1425.00 m³/día
=
Q
V s
Calculo del area superficial Teorica
A
Cálculo del diametro del
sedimentador (ø)
φ = 2r = 2 ∗
Calculo del Area Superficial Real
s
As
π
⎛φ ⎞
As = π ⎜ ⎟
⎝2⎠
Altura de la parte cilindrica del sedimentador (h)=
Cálculo del tiempo de retención (to)
=
h
t0 =
Vs
1425
40
=
35.63 m²
= 2*(35.63/3.1415)ˆ1/2=
6.74 m
2
3.1415*(6.8/2)ˆ2=
=
36.32 m²
3.00 m
=3/40
0.08 días
≈
1.80 horas
≈
6.80 m
483
Cálculo del volumen del tanque de
sedimentación
V = π (φ / 2 ) 2 * h
Cálculo de la velocidad de arrastre o
velocidad critica horizontal
⎡ 8k (s − 1) gd ⎤ 2
VH = ⎢
⎥
f
⎣
⎦
108.95 m³
1
k=
s=
g=
d=
f=
Cálculo de la velocidad horizontal
teórica que se dará de acuerdo a las
dimensiones tomadas
Area de Flujo
A flujo =
Diametro de la zona de entrada en el
centro del tanque
Angulo respecto a la horizontal (θ)
Altura de la tolva central
0.05
1.05 kg/m³
9.8 m/seg²
0.0010 m
0.025
Vh =
Q pico
A flujo
( 2π r ) xh
= π rh
2
φ
entrada
=
[(8*0.05*(1.05-1)*9.8*0.001)/0.025]ˆ1/2=
Velocidad horizontal mínima a la que se inicia el fenómeno de arrastre.
Peso específico de las partículas
Aceleración de la gravedad.
Diámetro de las partículas
Factor de fricción de Darcy-Weisbach.
= 1425/32.04=
= π*3.4*3
= 0 . 20 * φ
44.48 m/día
=
32.04 m²
=
0.20*6.8=
60
htolva = Tan θ * r
0.089 m/seg
1.732*3.4=
5.89 m
0.000515 m/seg No susp. de particulas
1.36 m
484
φ
6.80 m
φentrada
1.36 m
htolva
5.89 m
h
3.00 m
485
486
6.1.2.2 Diseño de Fosa Séptica
Diseño de tanques sépticos
Cálculo del volumen útil requerido para el tanque (Vu, en m3 )
N=Número de personas ó unidades de contribución (habitantes ó unidades)
70.00 habitantes
T=Tiempo de retención (días)
0.50 días
Contribución diaria (L)
Hasta 1,500
De 1,501 a 3,000
De 3,000 a 4,500
De 4,501 a 6,000
De 6,001 a 7,500
De 7,501 a 9,000
mas 9,000
Tiempo de retención (T)
Días
Horas
1
24
0.92
22
0.83
20
0.75
18
0.67
16
0.58
14
0.5
12
Lf = Contribución de lodo fresco (l/h/d)
Predio
Ocupantes permanentes
10500 lit
1.00 lit/hab.día
Unidades
Contribución de lodo
fresco Lf( L/día)
Lf
Residencia
Clase Alta
Clase media
Clase Baja
Alojamiento provisional
Ocupantes temporales
Fabrica en general
Oficinas temporales
Persona
Persona
Persona
Persona
1
1
1
1
Persona
Persona
0.3
0.2
Edificios públicos o comerciales
Escuelas
Bares
Restaurante
Persona
Persona
Persona
Comida
0.2
0.2
0.1
0.01
D=Dotación per cápita de aguas residuales por persona (l/h/d)
150.00 lit/hab.día
487
K=Tasa de acumulación de lodo (días)
Intervalos de limpieza (años)
97.00 días
Valores de K (días) por intervalo de temperatura ambiente (t) en ºC
t=10 ºC
t=20 ºC
10 ºC < t <20 ºC
94
57
65
134
97
105
174
137
145
214
177
185
254
217
225
1
2
3
4
5
Vu = 1000 + N(DT + L K)
f
1000+70(150*0.5+1*97)=
Determinación de la profundidad útil del tanque (Pu, en m )
Volumen útil (m³)
Hasta 6
De 6 a 10
Más de 10
Profundidad útil mínima (m)
1.2
1.5
1.8
Determinación de la relación Largo-Ancho (r )
1.80 m
Profundidad útil máxima
(m)
2.2
2.5
2.8
4 :1
Cálculo del ancho del tanque séptico
Ancho =
Vu
r * Pu
= (13.04/(4*1.8))ˆ1/2
1.30 m
Cálculo del Largo del tanque séptico
L = r. Ancho
= 4*1.3
Volumen de natas mínimo
5.20 m
0.70 m³
Profundidad de espuma sumergida (He)
He =
0 . 70
L * Ancho
=
0.7/5.2*1.3
13040.00 litros
0.10 m
2.00 años
13.04 m³
Período de limpieza de diseño
488
Profundidad libre de espuma sumergida (He)=
0.10 m
PAREDES DE LADRILLO
DE LAZO O CONCRETO
Altura de espacio libre (Hl)=
0.30 m
Longitud de primer cámara
Longitud de segunda cámara
3.47 m
1.73 m
0.15
0.15
A
0.15
B
0.15
ASAS
0.10
0.40
A
A
0.50
C
0.70
SALIDA AL POZO SUMIDERO
O CAMPO DE RIEGO
ENTRADA
0.80
Longitud de primer cámara
Longitud de segunda cámara
Ancho interno
Altura del tanque total
A
B
C
D
3.47
1.73
1.30
2.30
0.60
m
m
m
m
0.15
0.30
ASA
0.30
NIVEL DEL AGUA
0.40
ENTRADA
SALIDA AL POZO
SUMIDERO O CAMPO
DE RIEGO
0.35
D+5
D
TUBO 6¨
2/3D
A
B
LADRILLO O VALVULA
PENDIENTE 2%
TUBO DE
LIMPIEZA 6''
CIMIENTO DE
MAMPOSTERIA
SECCION A-A
Diseño de Sistema de Infiltración
Pozos de absorción
2
Cálculo del coeficiente de infiltración C (lit/m
Determinación de la tasa de infiltración
C =
1623
TI + 7 . 5
= 1623/(16+7.5)
/día)
16.00
69.06 lts/m²/día
DE TANQUE SEPTICO
489
Cálculo del área de absorción A (m
Caudal
A=
Q
=
C
2
)
10500.00lts/día
10500/69.06
152.04 m²
Cálculo de la altura total de pozo
Determinación del diametro D de los pozos (1.0 a 2.5 m)
H =
A
πD
=
152.04/(3.1416*2)
2.00 m
24.20 m
Esta altura deberá ser distribuida en número de pozos del diametro especificado, considerando que el nivel freatico deberá estar a 1.5m minimo
del fondo del pozo, además considerar la distancia entre pozos como minimo 3 veces el mayor diametro de los pozos
Profundidad del nivel freático a
partir del nivel del suelo
10.80 m
Profundidad máxima de un pozo
9.30 m
Broquel de pozos
1.00 m
Altura útil de pozos
8.30 m
Número de pozos necesarios
2.9
≈
3.00 pozos
490
Trampa de grasas
Fosa séptica
D+0.30
D
Caja distribuidora
de caudales
D-0.30
3D
D
D
D
Pozos de
Absorción
PROFUNDIDAD VARIABLE SEGUN EL TERRENO DE
LA LOCALIDAD, SIN LLEGAR AL NIVEL FREATICO
3D
PLANTA DE POZO DE ABSORCION
A NIVEL DE AGUAS
SUBTERRANEAS O
NIVEL FREATICO
1.50 m
SECCION DE POZO DE ABSORCION
491
6.1.2.3 Diseño de Tanque Imhoff Rectangular
Diseño de la cámara de sedimentación
750.00 m³/día
Caudal de diseño (Qp)
Caudal de diseño (Qp)
31.25 m³/hora
Selección de parámetros
Relación Largo-Ancho de las
cámaras de sedimentación (r)
5 :1
Carga por unidad de superficie (CUS)
1.50 m³/m².hora
Período de retención nominal (R)
1.50 horas
Número de cámaras a usar
2.00 unidades
Calculo del Área de una cámara de sedimentación As (m
As =
Qp
Cus .# unidades
= 31.25/(1.5*2)
=
2
)
20.83 m²
Cálculo del largo y ancho de una de las cámaras de sedimentación L y An (m)
Ancho
Largo
As
r
=
L = r .x.A n
=
An =
(20.83/5)ˆ1/2=
(5*2.04)=
2.04 m
10.20 m
492
Cálculo del Volumen de las cámaras sedimentadoras Vs ( m 3 )
V
s
=
Q
p
.x .R
# unid
.
=
(31.25*1.5/2)=
23.44 m³
Dimensionamiento de las cámaras sedimentadoras
Area de la sección transversal de las cámaras sedimentadoras
Atransversa l =
Vs
L
=
(23.4375/10.2)=
Angulo ø
2.30 m²
50 ˚
Cálculo de la altura del triángulo
htriángulo =
An .Tan φ
2
(2.04* Tan50)
2
=
=
1.22 m
=
(2.04*1.22)
2
Cálculo del área del triángulo y el rectángulo
A triángulo =
A rectángulo = A transversa
l
A n .h triángulo
2
− A triángulo
=
(2.3-1.24)
=
1.24 m²
=
1.06 m²
493
Cálculo de la altura del rectángulo
h rectángulo
=
A rectángulo
An
=
Altura de transición
Altura de borde libre
1.06 m²
2.04 m
=
0.52 m
0.20 m
0.30 m
Cálculo de la altura total de las cámaras de sedimentación
h se dim entacián = h borde + h rectángulo + h triángulo + h transición
Cálculo de la altura de sedimentación por medio de la siguiente relación
hse dim entación = Cus . x.( R ) =
1.5*1.5=
2.25 m
Diseño del área de ventilación y cámara de natas
= 0.3+0.52+1.22+0.2=
2.24 m
494
Ancho efectivo a considerar
8.40 m
A
= ⎡A
− # unid * ( An + 0 .50 ) ⎤ * L
⎥⎦
natas ⎢⎣ efectivo
=[8.4-2*(2.04+0.50)]*10.2=
%=
33.86 m²
Anatas x100
. > 30 %
LxA efectivo
=(33.86/10.2*8.4)=
39.52%
# Habitantes
Cumple
5000.00 habitantes
Volumen del area de Natas (28 lts/hab.)
50.00 m³
1.48 m
Altura en area de gases y natas
Diseño correcto
495
Diseño de la zona de digestión
Volumen de almacenamiento y digestión Vd (m
Factor de capacidad relativa fcr
Vd =
70 * P * fcr
1000
3
)
0.60
70*5000*0.6/1000
210.000 m³
496
497
Cálculo del número de tolvas a usar
# tolvas / línea =
L
1.2
Aefectivo
Número de lineas de tolvas
1
2.00 líneas
2
Número total de tolvas
Cálculo de las dimensiones de las tolvas
Ancho de las tolvas
LT2 =
Aefectivo − 0.25(# unid .sed − 1)
4.08 m
# unid .sed
Largo de las tolvas
LT1 =
L − 0.25 * (# tolvas / linea − 1)
# tolvas / linea
10.20 m
Altura de la tolva
htolvas =
LT2
4
1.02 m
498
Cálculo del volumen por tolva
Vtolvas =
( LT1 ) * ( LT 2 ) * htolva
3
=
14.15 m³
=
28.30 m³
Cálculo del volumen total de las tolvas
V tolvas .total = # tolvas * V tolvas
Dimensionamiento de la zona rectangular de la cámara de digestión
V rectángula r = V d − V tolvas .total
hrectángula r =
Vrectángula r
L * Aefectivo
=
181.70 m³
=
2.12 m
499
Dimensionamiento del Tanque Imhoff en elevación
Altura de Zona neutra (hzonaneutra)
0.60 m
htan que .imhoff = hborde + hrectángulo + htriángulo + htransición + hzona .neutra + hrectángula r + htolvas
=
6.00 m
hborde=
0.30 m
hrectangulo=
0.52 m
htriangulo=
1.22 m
hzona neutra=
0.60 m
Htanque Imhoff=
hrectangular=
2.12 m
htolvas=
1.02 m
6.00 m
500
6.1.3 Ejemplos de Diseño de unidades de Tratamiento Secundario
6.1.3.1 Diseño de Laguna Facultativa
Temperatura del ambiente
21.00 ºC
Temperatura del agua (T)
23.00 ºC
Cálculo de la carga máxima superficial (Csm) (para C.A. puede variar de 275 a 350 Kg DBO/Ha-día)
C sm = 357 . 4 (1 . 085 ) ( T − 20 )
Csm = 250 x(1.05) (T −20)
357.4(1.085)^(23-20)
456.50
(Kg DBO/Ha-día)
Fórmula del CEPIS
250x(1.05)^(23-20)
289.41
(Kg DBO/Ha-día)
Fórmula del SO90
Para el uso de la siguiente fórmula se necesita conocer el valor de RS (insolación solar en una superficie horizontal para la zona en estudio) tomado de la página electronica (http://eosweb.larc.nasa.gov/cgi-bin/sse/grid.cgi?uid=0>) en unidades de kW-hrs/m²-día
4.36 kW-hrs/m²-día
RS
1 kW-hrs/m²-día = 0.359999E+08 kJ/ha-día.
4.36kW-hrs/m²-día x (0.359999E+08 kJ/ha-día)/(kW-hrs/m²-día)
RS
156959564.00 kJ/ha-día
El valor anterior se sustituye en la siguiente ecuación (con la conversión de unidades hecha)
C sm = (1 .937 E − 06 ).( RS )
Carga máxima superficial a considerar en el diseño
1.937E-06x(156959564)
289.41
304.03 kg DBO/Ha-día
Fórmula de documento de monitoreo
Honduras
kg DBO/Ha-día
Cálculo del Area superficial de la laguna Facultativa (m²)
Para determinar el área superficial de la laguna se necesita conocer lo siguiente:
Qmed =
2615.00m³/día
Lo =
348.00 mg/lt
Caudal medio diario
Fs =
0.90
Factor de seguridad
DBO Afluente
Csm=
289.41
kg DBO/Ha-día
501
Af =
10 L o Q med
C sm ( Fs )
10x348x2615
34938.20 m²
289.40625x0.9
Dimensionamiento de la Laguna con el área encontrada
Relación Largo/Ancho (L/A) Puede variar de 2/1 a 3/1
3 /1
Tenemos:
L/A=3
L=3A
Af = LXA
Af=3AxA
Sustituyendo L en la siguiente ecuación tenemos
A=(Af/3)^(½)
Af=3A²
A= 107.92 m
L= 323.75 m
Cálculo del Volumen de la Laguna (m³)
Con la longitud y el ancho encontrado, mas la asunción de otras variables de acuerdo a la experiencia se tiene:
V
f
=
Hu
[( LxA ) + ( L − 2 iH
6
u
)( A − 2 iH
u
) + 4 ( L − iH
u
(1.8/6)x[(323.750830114766x107.916943371589)+(323.750830114766-2x3x1.8)x(107.9169433715892x3x1.8)+4x(323.750830114766-3x1.8)x(107.916943371589-3x1.8)]
Vf=
Hu
1.80 m
L
323.75 m
Largo de la Laguna ((Relación L/A, comprendida entre 2/1 a 3/1)
A
107.92 m
Ancho de la Laguna (Relación L/A, comprendida entre 2/1 a 3/1)
i
3.00 /1
Relación de talud horizontal / vertical (1.50/1 a 3/1)
Hbl
0.50 m
Altura de borde libre (0.50m)
)( A − iH
58762.93 m³
Altura útil de la Laguna (Varía de 1.5 a 2.0 m)
Período de Retención (días)
Al sustituir el volumen encontrado junto al caudal en la siguiente ecuación, se determina el período de retención en días.
R
R>10
=
V
Q
f
=(58762.93m³/2615m³)día
OK, Continuar con el diseño
22.47 días
u
)]
502
Determinación del período de Limpieza y altura de lodos
t=
0.10 m³ /hab. Año
Pob.=
15000.00 hab.
0 . 25 V
n =
txPob
Tasa de aporte de lodos percapita anual
Habitantes a considerar en el diseño
f
0.25x58762.93
.
0.1x15000
9.7938217 Años
Cálculando el Volumen de lodos que corresponden al período de Limpieza
V
l
=
txPobxn
Vl=0.1x15000x9.79382166666667
14690.73 m³
=(14690.7325)/(34938.2)
0.42 m
=1.8+0.42+0.5
2.72 m
Cálculando la altura de lodos en la laguna
H
=
l
V
A
l
f
Cálculando la altura total de la laguna
H
t
=
H
u
+
H
l
+
H
bl
Altura total de la Laguna
Remoción de DBO
La DBO en el efluente se predice de acuerdo a la siguiente ecuación que supone flujo disperso
Hu
1.80 m
L
323.75 m
Altura útil de la Laguna
Largo de la Laguna
A
107.92 m
Ancho de la Laguna
503
1 . 158
. [R ( A + 2 H
( T + 42 . 5 ) 0 . 734
=
d
. 0 . 489
u
d=
0.222
R
22.47 días
Período de Retención
T
23.00 ºC
Temperatura del agua
d =
− 0 . 26118
k20
=
= k
Ta
k20
( T − 20 )
20
x 1 . 09
Valor de d para diseño
p
Lo
⎯⎯ → k 20 = 0 . 20 . a . 0 . 30 . días
−1
=0.25x1.05^(23-20)
kta= 0.29
( T − 20 )
kta= 0.29
⎯⎯ → k
= 0 . 15 . días
20
−1
=0.15x1.09^(23-20)
kta= 0.19
0.15 días
=
L
(L / A)2
0.25 días
=
a
)
1 . 511
1 . 489
L / A
( L / A ) + 1 . 01368
0.312
k Ta = k 20 x 1 . 05
( A )
Valor de d para evaluaciones
+ 0 . 25392
d=
k
) ]
( LH
u
+
1
4 k
4 ae
=
(1 + a ) .e
2
Lp=
(
a
)
2 d
(
=(1+4x0.29x22.47x0.311730415536644)^ (½)
Rd
Ta
a= 3.02
1
)
2 d
− (1 − a ) .e
2
−(
0.03
a
)
2 d
10.19 mg/l
Ok, cumple con la norma
Valor de Lp máx según norma Salvadoreña=
15.00 mg/l
Remoción de Coliformes y Escherichia Coli
k
= k
b
k20
k
b
=
20
x 1 . 05
=
( T − 20 )
⎯⎯ → k
= 0 . 6 . a . 1 . 0 . días
20
−1
=0.7x1.05^(23-20)
kb= 0.81
kb= 1.03
0.70 días
0 . 841
x 1 . 07
( T
−
20
)
kb= 1.03
504
=
a
N
p
N
o
+
1
4
k
4 ae
=
(1 + a )
No=
Np=
2
.e
(
a
)
2 d
100000.00
(
b
Rd
=(1+4x1.03x22.47x0.311730415536644)^ (½)
a= 4.87
1
)
2 d
− (1 − a )
2
.e
− (
a
)
2 d
% de remoción
0.001139
99.89%
113.90
Ok, cumple
505
6.1.3.2 Diseño de Lodos Activados (Aireación Extendida)
Cálculo del Volumen del Tanque de Aireación
θ c = Edad de lodos o tiempo de residencia celular medio basado en el volumen del tanque de aireación
Q=
Y=
So =
S=
X=
Xw=
kd=
25.00 días
Caudal de aguas residuales crudas
Coeficiente estequiometrico de producción de lodos
Concentración de DBO o DQO del afluente
Concentración de DBO o DQO del efluente
Concentración de sólidos suspendidos volátiles en el liquido de mezcla (tanque de aireación)
Concentración de sólidos suspendidos volátiles en el liquido de mezcla (Sistema completo)
Coeficiente de decaimiento endógeno
200.00 m³/día
0.60 gSSV/gDQO
400.00 mg/lit
10.00 mg/lit
0.40 kg/m3
0.01 kg/m3
4.30 kg/m3
8.00 kg/m3
0.10 d-1
Volumen del tanque de aereación para la producción de biomasa heterotrófica
V r1
θ QY ( S o − S )
= c
X (1 + K d θ c )
Factor de seguridad
25*200*0.6(0.4-0.01)
4.3(1+0.1*25)
=
77.74 m³
0.85
0.15*0.1*25²*200*0.6(0.4-0.01)
4.3(1+0.1*25)
=
Volumen con factor de seguridad
91.46 m³
Volumen del tanque de aereación para la producción de restos de tejido celular
Volumen con factor de seguridad
f K θ QY ( S o − S )
= d d c
X (1 + K d θ c )
2
Vr 2
fd= Fracción celular remanente
=
29.15 m³
0.15 g/g
Volumen del tanque de aereación para los solidos suspendidos inertes
SSI= SST-SSV=
SST=
SSV=
35.00 mg/lit
250.00 mg/lit
215.00 mg/lit
V r3 =
θ c * SSI * Q
1000 * X
Volumen con factor de seguridad
25*35*200
1000*4.3
40.70 m³
47.88 m³
34.29 m³
506
Volumen total del tanque de aireación con factor de seguridad
Volumen total del tanque de aireación sin factor de seguridad
173.63 m³
147.59 m³
173.63 m³
Cálculo del tiempo de retención hidráulica
Vr
Q
θ =
=
173.63 m³
200.00 m³/día
=
0.87 días
(173.63*4.3)
(8*25)
=
3.74 m³/día
≈
Volumen de lodo residual diario
Qw =
Vr X
=
X wθ c
Masa de lodo residual
Masadelodo
residual
= Qw X w
(3.74*8)
=
29.92 kg/día
Fracción de lodo recirculado
Qr =
QoX − QwXw
=
Xw − X
(200*4.3 - 3.74*8)
(8-4.3)
=
224.35 m³/día
Q r
Q
=
224.35 m³/día
200.00 m³/día
=
1.12
So
=
0.40
(0.87*4.3)
=
0.11
Relación F/M
F
M
=
θ X
112%
20.90 horas
507
Dimensionamiento del tanque de aireación
173.63 m³
Volumen
Profundidad
hidráulica
Area del taque
Relacion L/A
Largo del tanque
Ancho del tanque
Borde Libre
3.00 m
57.88 m²
1.0 :1
7.70 m
7.70 m
0.50 m
Requerimientos de Oxigeno en el tanque de aireación
Producción diaria neta de lodos activados
Px=
KgO 2 / dia =
f
3.74 m³/día
Q * ( So − S )
− 1 .42 Px
f
0.5
(Px)
150.69 kg/día
6.28 kg/hora
Factor de conversión de BDO5 a DBOL (Puede variar de 0.45 a 0.68)
De acuerdo a catalogos existe un aireador denominado 55BER4: Transferencia de oxigeno a 3.5m de profundidad liquida: 5.0 kg/hr
y se necesitan 6.3o kg/hora, entonces se deben usar 2 Aireadores 55BER4
Carasterísticas
Fabricante/Proveedor
Modelo 55-BER4
Tsurumi pump
Impulsor Semi-open
Motor 7.5HP
Voltaje 230 VAC,60 Hz
Fase trifásico
Amperaje 21.5 A
Cantidad
2
Ancho del tanque de aireación
508
Largo del taque de aireación
Tanque de aireación
509
6.1.3.3. Diseño de Reactor Anaerobio de Flujo Ascendente (RAFA)
Diseñaremos un RAFA Circular
Para el diseño del reactor utilizaremos cargas bajas.
Según van Haandel y Lettinga, la temperatura es el factor ambiental de mayor importancia en la digestión anaerobia de aguas residuales,
dependiendo esta del clima de la región; sin embargo, siempre tendrá un valor por debajo de la temperatura óptima para la digestión anaerobia (30 a 35ºC)
Sistema de alimentación (m2/punto); se recomienda 1 difusor para cada 2 a 4 m2 de la superficie del fondo
La temperatura que se recomienda utilizar varía de los siguientes valores:
15° - 28°
Utilizaremos una carga de diseño de:
2,0 a 15,0
2.5 Kg DQO/ m3.d
Caudal de diseño
Qmedio
20.83 m3/h
Luego determinaremos la capacidad del Reactor en base a la temperatura de diseño:
Poblac
Dot
Qmd
5000
100
5.79 l/s
Determinacion del Volumen del Reactor
Temperatura (°C)
Carga Orgánica Volumetrica Kg DQO/m³.d
40
30
20
15
10
15 - 25
10 -15
5 a 10
2 a 05
1a3
El Tiempo de Retención Hidráulica depende de la temperatura y para el caso específico de El Salvador, oscila entre 15 y 28ºC. Definiéndose un
TRH de 9 horas, (TRH debe ser >4 horas). Por lo que el volumen del reactor se calcula de la siguiente forma:
VolumenReactor(m ) = TRH medio(h) × Caudalmedio(m / h)
3
3
TRH = 6.0 horas
125.00 m3
=
Cálculo de la altura del Reactor
El parámetro que limita la altura del reactor es la velocidad media del líquido (Vml), o carga organica superficial, no debe exceder el valor de 1 m/h,
Vml
Por lo tanto adoptando un margen de seguridad se recomienda utilizar 0,50 m/h, escogido con el criterio de lograr una mayor eficiencia global en el proceso de tratamiento.
La relación entre la velocidad ascencional del líquido y la altura del reactor UASB permiten calcular la altura del reactor a partir de la ecuación.
H REACTOR = Vml × TRH
=
Determinacion de las unidades de alimentacion =
4.20
m
Area Re actor
2 a4
Diam φ =
6.20 m
Area =
=
29.76 m2
7 difusores
=
0.7
m/h
510
Diseño del separador GSL (Gas - Solido - liquido)
Volumen de Sedimentacion del colector de gas = 20% del Volumen del Reactor
Volumen de colector = 25.00 m3
Dimensiones del GSL
VolColecto r
Acolector =
Hcolector
Altura del filtro = Hreactor+Acolector+0,4
Area del colector =
Altura del colector =
Diametro del colector =
Altura total del Reac =
Vol total del reactor =
SEPARADOR GSL
12.50 m2
2.00 m
2.00 m
6.60 m
150.00 m3
511
6.1.3.4 Diseño de Filtro Biológico Cuadrado
Consideraciones de diseño:
Se tomaran en cuenta un sistema de 2 filtros en serie, los cuales no tendrán sin recirculación
De la siguiente tabla consideraremos algunos parametros basicos en el diemsionamiento de los filtros:
Característica
Tasa de aplicación Hidráulica
³/ ²/dí
Carga
Orgánica Kg DBO5/m³,d
Medio Filtrante
Profundidad, m
Eficiencia de remocion
Tasa Recirculación
Tiempo de retencion "t"
Tasa baja
0,9 - 3,7
0,1 - 0,4
Roca
1,8 - 2,4
80 - 90
0
0
Tasa intermedia
3,7 - 9,4
0,2 - 0,5
Roca
1,8 - 2,4
50 - 70
0-1
2.5
Tasa alta
9,4 - 37,4
0,5 - 1,0
Roca
0,9 - 1,8
65 -85
1a2
2
La remoción esperada de DBO y de sólidos suspendidos (SST) se calcula mediante la siguiente expresión
t
R=
a + bt
Donde:
R = Porcentaje de remoción esperado
t = Tiempo de retención
a, b = Constantes empíricas
Los valores de dichas constantes se toman de la siguiente tabla:
Variable
DBO
SST
a
0.018
0.0075
b
0.02
0.014
Determinando el porcentaje de remocion por cada parametro obtenemos:
Para la DBO:
R DBO =
34.48 %
Para los SST:
R SST =
56.34 %
Hay que considerar una reduccion de remocion realizada por los sedimentadores de la siguiente manera:
DBOini -DBOini*RDBO =
131.03 mg/l
Tasa superalta
14,0 - 84,2
0,5 - 1,6
Plastico, madera roja
3,0 - 12,2
65 - 80
1a2
2
Rugoso
46,8 18- 1,9
1
1,6
Dos etapas Utilizado min
9,4 -37,4
1,0 - 1,9
1.0
Roca
Roca
Roca
4,6 - 12,2
1,0 - 1,9
1.8
40 - 65
85 - 95
1a4
0,5 a 2
0
2
2
2.0
Utilizado max
1.9
Roca
2.0
0
2.5
512
CALCULO DE LA EFICIENCIA TOTAL DE LOS FILTROS:
⎡ DBO
E = ⎢
⎣
− DBO
5 − INICIAL
No hay Recirculación
DBO
5 − INICIAL
1
=
+
CDBO (Q )
1000
81%
F: Factor de recirculación, nos resulta con el valor siguiente:
R
R
⎛
⎜ 1 +
10
⎝
Determinado la carga de DBO para el filtro tenemos
W1 =
⎤
⎥ + 0 . 04
⎦
0
R =
F
FINAL
F =
⎞
⎟
⎠
1
2
262.07 Kg DBO/d
W1 =
Los filtros seran diseñados con una tasa de carga maxima de 1,9 Kg de DBO/día
Determinando el volumen del filtro con la ecuacion siguiente:
W1
= 1.9
V1
Efectuando la operación para el volumen se tiene:
Asumiendo una profundidad de
V
A1 = 1
h1
2.00 m
A1 = 68.97 m2
AFILTRO = L × L ⇒ L =
AFILTRO L1 =
Determinando la Eficiencias de cada filtro se tiene:
E1 =
100
W
1 + 0.4425
VF
62.11 %
V1 =
137.93 m3
el area nos resulta de.
Considerando una geometria cuadrada del filtro se obtiene:
L1 =
L1 =
8.30 m
8.40 m
513
Para el dimensionamiento del segundo filtro se realiza lo siguiente:
E2 =
100
0.4425 W2
1+
E
1 − 1 V2 F
100
Se determina la carga W2 del filtro con la siguiente formula:
E ⎞
⎛
W 2 = ⎜1 − 1 ⎟ × W1
⎝ 100 ⎠
W2 =
99.29 Kg DBO/d
El filtro se diseñara bajo la carga organica minima de 1 Kg DBO/día
Considerando una profundidad de
1.80 m
tenemos:
Determinando el volumen del filtro con la ecuacion siguiente:
W 2
= 1 .0
V2
V2 =
99.29 m3
A2 =
55.16 m2
L2 =
7.43 m
L2 =
7.50 m
Determinando la eficiencia del filtro 2:
E2 =
100
46.13 %
W2
V2 F
0.4425
1+
E
1+ 1
100
El calculo de la eficiencia total de los filtros es la siguiente:
ET = E1 + E 2 (1 − E1 )
ET =
80%
Se debe verificar la carga hidraulica de los filtros
Filtro 1 =
29 Kg DBO/m3.dia
Q
=
Como se puede apreciar ambos valores cumplen con las recomendaciones de la tabla de datos iniciales por lo que
el dimensionamiento es satisfactorio
A1
Filtro 2 =
Q
A2
=
36 Kg DBO/m3.dia
514
6.1.4. Guía para el diseño de patios de secado
Población de diseño
Factor superficial
500
Hab
0.04
m²/hab
(Representa los m2/habitante que se necesitan para el tratamiento de lodos, depende del proceso del cual provengan los lodos)
Se debe calcular el área superficial mediante la ecuación siguiente
Area = Poblacion
DISEÑO
× Factor SUPERFICIA L ; m 2
=
20.00
m²
Cuando ya se tiene el área útil de los patios se procede a proponer el número de unidades digestoras de lodos o patios de
Area sup erficial
Areapatio =
Numerounidadesdigest oras
Area por patio de secado
Se propone patios de secado de sección rectangular
Cálculo de las dimensiones de los patios de secado
Ancho=
Largo=
1.90 m
5.70 m
10.00
m²
Relacion Largo Ancho =
3.00 :1
n
=
2.0
515
CAPITULO VII
CRITERIOS
ALTERNATIVAS
DE
SELECCIÓN
DE
SISTEMAS
DE
DE
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DOMÉSTICAS EN EL SALVADOR
516
Introducción
Las diferentes combinaciones de procesos y operaciones unitarias de una
planta de tratamiento, funcionan como un sistema, por lo que la elección del
tren de tratamiento a utilizar se debe abordar desde una perspectiva global. La
mayor parte de la selección de procesos se centra en la evaluación y valoración
de diferentes combinaciones de procesos y operaciones unitarias y sus
interacciones. Para esto se deben tomar en cuenta los factores que pueden
influir en la toma de decisión. La aplicabilidad del proceso destaca por encima
de los demás factores y se dispone de muchos elementos para determinarla.
Entre estos factores se pueden mencionar, la experiencia en el tema de quien
está a cargo del proyecto, datos de remociones de plantas existentes,
información publicada en revistas técnicas, manuales, guías de diseño, etc. A
continuación se analizan los factores de mayor importancia en la valoración y
selección de los procesos y operaciones unitarias en el diseño de un sistema de
tratamiento de aguas residuales.
7.1.RANGO POBLACIONAL DE APLICACIÓN
Este parámetro puede convertirse en el primer criterio de selección e incluso de
preselección, en el cual las características de la población (N° de habitantes a
servir), define una restricción inmediata para la aplicación de determinado
sistema, ya que cada tecnología de tratamiento presenta limitantes o valores
máximos de caudal que son capaces de tratar en forma eficiente. La tabla 7.1.1
517
presenta en términos de eficiencia, el rango de aplicación de los diversos
sistemas de tratamiento de aguas residuales.
Población
Sistema
100
200
500
1,000
2,000
5,000
Op
A
L
A
A
Op
Op
Op
A
Zanjas y lechos Filtrantes
Op
R.A.F.A
Sa
Op
Op
A
L
Sa
L
A
Op
Op
A
Zanjas de Oxidación
Aireación
Prolongada
(Lodos Activados)
Filtros
Biológicos(Lechos
Bacterianos)
Lagunas Aereadas
Sa
Sa
Sa
A
A
Op
Op
Op
A
A
Op
Op
Op
Op
Op
A
Sa
L
A
Op
Op
Op
A
L
Sa
Sa
L
A
Op
Op
Op
Op
Lagunas Anaerobias
A
A
Op
Op
Op
Op
Op
A
Lagunas Facultativas
Limite (L)
L
Op
Op
Op
Optimo(Op)
Fosa séptica
Tanques Imhoff
A
Aceptable(A)
10,000
Op
Op
Sin Aplicación (Sa)
>20,000
Op
Tabla 7.1.1. Rangos de aplicación para sistemas de tratamiento de aguas residuales en
función de la población a servir
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
7.2. SUPERFICIE NECESARIA
El requerimiento de área que exige cada tecnología, podrá ser una limitante
para su aplicación, ya que en muchos de los casos habrá que ajustar este
requerimiento, a las dimensiones en área superficial disponibles para este fin, si
no existe la posibilidad de adquirir la extensión de área faltante. La tabla 7.2.1
presenta la superficie necesaria en m2/hab. Para los diversos sistemas de
tratamiento.
518
Sistema
Requerimiento de área
2
(m /hab.)
Fosa séptica
0.10-0.50
Tanques Imhoff
0.05-0.10
Zanjas y lechos Filtrantes
2-66
R.A.F.A
0.05
Zanjas de Oxidación
1.20-1.80
Lodos Activados de tipo convencional
0.20-0.30*
Aireación Prolongada (Lodos Activados)
0.25-0.35
Filtros Biológicos(Lechos Bacterianos)
0.50-0.70
Lagunas Aereadas
1.0-3.0
Lagunas Anaerobias
1.0-3.0
Lagunas Facultativas
2.0-20
Tabla 7.2.1 Superficie necesaria para la aplicación de los diversos sistemas de
tratamiento de aguas residuales.
*Fuente: von Sperling, 1996a
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
7.3. SIMPLICIDAD DE CONSTRUCCIÓN
Este aspecto refleja un indicador económico, ya que en términos de costos, un
sistema puede ser técnicamente adecuado, pero económicamente inviable.
Estará en función de la capacidad económica (financiamiento), el desechar o
adoptar un sistema determinado. La tabla 7.3.1 presente en forma estimativa, la
simplicidad o complejidad de implementar un sistema de tratamiento, en función
del movimiento de tierras, la obra civil y el equipo necesario para su
funcionamiento.
519
Sistema
Movimiento de tierras
Obra Civil
Equipo
MS
MS
MS
C
MC
MS
MS
MS
MS
C
MC
S
Zanjas de Oxidación
MS
C
MC
Aireación Prolongada (Lodos Activados)
MS
MC
MC
Filtros Biológicos(Lechos Bacterianos)
MS
C
C
C
MS
MC
Fosa séptica
Tanques Imhoff
Zanjas y lechos Filtrantes
R.A.F.A
Lagunas Aereadas
Lagunas Anaerobias
C
MS
MS
Lagunas Facultativas
MC
MS
MS
Muy simple (MS)
Simple (S)
Complicado (C)
Muy complicado (MC)
Tabla 7.3.1. Simplicidad de construcción de los diversos sistemas de tratamiento de
aguas residuales
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
7.4. OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO
Este es un aspecto de suma importancia al considerar la propuesta de una
alternativa de solución, de tal manera que la vida útil y la eficiencia esperada del
sistema propuesto, en términos de calidad final del efluente, depende
directamente de una buena operación y de un mantenimiento rutinario; a tal
grado que muchos sistemas han colapsado por la falta de estos elementos.
Es importante integrar los costos de inversión con los costos de operación y
mantenimiento para generar un costo real que refleje lo que representará (en
costos fijos) un sistema determinado en funcionamiento, a lo largo de su
periodo de servicio.
La tabla 7.4.1 refleja la simplicidad y complejidad de operar y mantener los
diversos sistemas de tratamiento de aguas residuales, en función de tres
520
variables fundamentales que intervienen en este proceso, asignando una
estimación o ponderación cualitativa a cada una de ellas.
Simplicidad de
funcionamiento
MS
Necesidad de
personal
P
Frecuencia en
el control
PF
Tanques Imhoff
S
P
PF
Zanjas y lechos Filtrantes
S
P
PF
R.A.F.A
MC
M(Cal)
MF
Zanjas de Oxidación
MC
R(Cal)
F
Aireación Prolongada (Lodos Activados)
MC
M(Cal)
MF
Sistema
Fosa séptica
Filtros Biológicos(Lechos Bacterianos)
C
R
F
Lagunas Aereadas
C
R(Cal)
PF
MS
P
PF
Lagunas Anaerobias
Lagunas Facultativas
Muy simple (MS)
Simple (S)
Poco Frecuente (PF)
Poco (P)
Regular (R)
MS
Complicado (C)
Frecuente (F)
Mucho (M)
P
Muy complicado (MC)
Muy Frecuente (MF)
Calificada (Cal)
PF
Tabla 7.4.1 Requerimiento de operación y mantenimiento de los diversos sistemas de
tratamiento de aguas residuales.
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
Instituto de Fomento Municipal INFOM. Criterios de diseño para proyectos sanitarios. Borrador
para discusión. Sección de alcantarillados, departamento de proyectos Sanitarios. Guatemala,
1992.
7.5. COSTOS ÍNDICES DE CONSTRUCCIÓN
A este factor (por tendencia general) se le atribuye la ponderación más alta en
la toma de dediciones, ya que representa el desembolso monetario inmediato.
Sin embargo este factor deberá integrarse a todos los elementos de decisión
antes descritos.
Indudablemente este factor representa un punto determinante para la selección
final de un sistema de tratamiento. La tabla 7.5.1 presenta el costo unitario en
521
dólares por habitante, para los diferentes sistemas de tratamiento, en función de
la población a servir, en la tabla se encuentran datos que a pesar de ser
antiguos y de otro país, dan una idea de comparación entre los costos de las
diferentes unidades de tratamiento.
Población
Sistema
100
200
500
1,000
2,000
5,000
10,000
>10,000
Fosa séptica
100
85
Tanques Imhoff
100
83
70
Zanjas y lechos Filtrantes
Aireación
Prolongada
(Lodos Activados)
Filtros
Biológicos(Lechos
Bacterianos)
Lagunas Aereadas
1400
1100
800
1200
620
500
400
350
300
250
220
600
540
430
340
300
250
180
150
310
260
220
150
Lagunas Anaerobias
Lagunas Facultativas
160
40
35
20
20
120
100
70
50
Costo Unitario = US$/hab. (dato de 1990)
Tabla 7.5.1 Costos unitarios de construcción para los diversos sistemas de tratamiento
de aguas residuales en función de la población a servir
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
En la siguiente tabla se muestra el costo por unidad de tratamiento y por
persona, a fin de tener una perspectiva del costo de tratamiento de aguas
residuales en el país para poblaciones pequeñas, los datos mostrados han sido
tomados de el presupuesto presentado en la tesis “Propuesta de Diseño de
alcantarillado Sanitario y Planta de Tratamiento de Aguas Residuales del
Cantón San José La Majada Municipio de Juayúa, Departamento de
Sonsonate”, en la cual se diseñaron y se calcularon los costos de las diferentes
unidades.
522
Costo de Propuesta de Diseño de Planta de Tratamiento de Juayúa Depto. De Sonsonate
13.17 lt/seg
Qmd
Población de
5687
diseño
ITEM
DESCRIPCION
COSTO (US$)
COSTO
(US$/PERSONA)
1
Compra del terreno (0.55 mz)
$16,632.58
$2.92
2
Costo total terraceria general, área verde y de
circulación
$101,224.13
$17.80
3
Costo total tubería de entrada a la planta
4
Costo total canal de entrada
5
Costo total rejillas
6
Costo total desarenador
7
Costo total medidor de caudal parshall
8
Costo total sedimentador primario
$2,503.79
$0.44
$379.67
$0.07
$462.35
$0.08
$6,348.57
$1.12
$630.97
$0.11
$32,277.37
$5.68
9
Costo total filtro percolador #1
$42,031.45
$7.39
10
Costo total filtro percolador #2
$20,572.93
$3.62
11
Costo total sedimentador secundario
$34,489.13
$6.06
12
Costo total digestor de lodos
$21,283.14
$3.74
13
Costo total patios de secado de lodos
$35,432.72
$6.23
14
Costo total tuberías de conexión
$6,930.84
$1.22
15
Costo total tubería de descarga
$767.15
$0.13
16
Costo total muro perimetral
$80,744.74
$14.20
17
Costo total caseta del operador
$14,096.67
$2.48
$416,808.20
$73.29
COSTO TOTAL
Tabla 7.5.2 Costo de Propuesta de Sistema de Tratamiento de Aguas Residuales
domésticas del Cantón San José La Majada, Municipio de Juayúa, Departamento de
Sonsonate.
523
Figura 7.5.1 Esquema General de propuesta de planta de tratamiento de Juayúa de la que
se han tomado los costos de la tabla 7.5.2
1. Canal de entrada y rejillas
2. Desarenador
3. Medidor Parshall
4. Sedimentador Primario
5. Filtro Percolador #1
6. Filtro Percolador #2
7. Sedimentador Secundario
8. Digestor de Lodos
9. Patio de secado de Lodos
La tabla 7.5.3 se ha tomado del documento denominado “FUNCIÓN PARA
EVALUACIÓN PRELIMINAR DE COSTOS DE CONSTRUCCIÓN DE PLANTAS
524
DE TRATAMIENTO DE EFLUENTES” estudio realizado por Ing. Pablo Guido
de Medeiros, Trabaja en la firma CSI Ingenieros de Uruguay desde 1997.
Proyectista del Área de Saneamiento del Plan Director para el Abastecimiento
de Agua potable y Saneamiento para la Cuenca del Río Santa Lucía (PDAPM)
en ejecución por el Consorcio SOGREAH-SAFEGE-CSI para OSE.
PROYECTO
Franca
(SABESP)
Promedio
Francia
(SOGREAH)
Lavapes
(SABESP)
Tacuarembó
(OSE)
Florida (OSE)
San Carlos
(OSE)
Trinidad 1
(OSE)
Ubatuba
(SABESP)
Trinidad 2
(OSE)
Sarandí Grande
(OSE)
Casupá (OSE)
POBLACION
EQUIVALENTE
MODALIDAD
COSTO
TOTAL U$S
COSTO POR
HABITANTE
U$S
315.000
Lodos activados
30.500.000
97
270.000
Lodos activados
26.000.000
96
206.000
Lodos activados
19.000.000
92
40.000
Lodos activados
4.812.868
120
29.700
Lodos activados (con
desnitrificación)
4.563.691
154
17.300
Lodos activados
1.797.865
104
11.500
Lodos activados
1.413.490
123
6.500
Lodos activados
980.000
151
5.100
Lodos activados
1.060.724
208
4.500
Lodos activados
2.236.877
497
4.200
Lodos activados
1.204.496
290
Tabla 7.5.3 Costo por habitante de plantas con lodos activados construidas en URUGUAY
Con el estudio que realizado se determino la siguiente ecuación, para evaluar el
costo de una planta de tratamiento con lodos activados en función de la
población, dicha ecuación con su grafico de regresión se muestra a
continuación.
525
Figura 7.5.2 Curva y ecuación de costos determinada con datos de la tabla 7.5.3 con la
que puede evaluar el costo de una planta con lodos activados en función de la población
en Uruguay.
7.6. COSTOS INDICES DE OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO.
La tabla 7.6.1 muestra los costos unitarios de operación y mantenimiento de los
diversos sistemas de tratamiento monitoreados. El costo estimado esta en
función de la población a servir (No de habitantes), expresado en
US$/habitante*año. Los registros datan del año 1990.
526
Población
Sistema
100
Fosa séptica
200
500
1,000
2,000
5,000
10,000
>10,000
18
15
13
15
12
10
8
22
14
10
7
1.5
1.2
0.80
0.50
2
2
5.5
Tanques Imhoff
Zanjas y lechos Filtrantes
R.A.F.A
Aireación
Prolongada
(Lodos Activados)
Filtros Biológicos(Lechos
Bacterianos)
Lagunas Aereadas
31.5
14
40
36
30
25
35
25
22
18
Lagunas Anaerobias
Lagunas Facultativas
8
7
5
Costo Unitario = US$/habitante*año (dato de 1990)
Tabla 7.6.1 Costos unitarios de operación y mantenimiento para los diversos sistemas de
tratamiento de aguas residuales en función de la población a servir.
Tomado de Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
7.7. EFICIENCIA DE REMOCIÓN
Este elemento de selección es muy importante a nivel técnico, ya que en
función de los requerimientos de tratamiento impuestos por las características
de las aguas residuales sin tratar, y de la calidad final del agua necesaria en
efluente; así será el sistema que encaje y satisfaga precisamente estas
demandas.
La eficiencia en remoción de los parámetros físico químicos y bacteriológicos es
un factor determinante para proponer un sistema de tratamiento en particular.
En el análisis de cada unidad se incluyen porcentajes de remoción, a fin de
presentar información complementaria, en la tabla 7.7.1, se indican valores
promedios de eficiencia en remoción, obtenida según la etapa de tratamiento.
527
Preliminar
5-10
Sólidos
suspendidos
(%)
5-20
Primario
25-50
40-70
Etapa
Materia orgánica
(Remoción DBO-%)
Nutrientes
(%)
Bacterias (%)
No remueve
10-20
No remueve
25-75
Secundario
80-95
65-95
Si remueve
70-99
Terciario
40-99
80-99
Hasta el 99%
99.99%
Tabla 7.7.1 Eficiencia de remoción según la etapa de tratamiento-valores promedios
Tomado de Pessoa y Jordao. Tratamento de esgotos Domésticos. Folheto Técnico. CETESB.
Sao Pablo, Brasil: 1989. 80 pp.
7.8. ESTABILIDAD
Este aspecto se refiere a la capacidad que un sistema posee para permanecer
funcionando en condiciones aceptables de eficiencia a pesar de estar
sometidos a variaciones sensibles de carga, temperatura, caudal, etc; es decir,
en condiciones desfavorables extremas o agresivas que inhiben los procesos
de remoción.
Nota: todo proceso de tratamiento para aguas residuales municipales, será
inhibido por la presencia de tóxicos en el afluente.
La tabla 7.8.1 presenta los rangos de aplicación para diversos sistemas de
tratamiento en función de la temperatura promedio y de las variaciones
sensibles de carga y caudal.
528
Sistema
Fosa Séptica1
Temperatura promedio mensual
(ºC)
10-30
Cambios sensibles de carga
y caudal
PS
5-25
PS
Tanques Imhoff 2 (a), (b)
Sedimentadores primarios1 (b)
Sin restricción Directa
3
R.A.F.A
10-36
2
Lodos activados (f)
(e)
Lagunas Anaerobias5 (c)
10-30
Se
adaptan
a
Temperaturas
mínimas
Lagunas Facultativas3 (d)
extremas > 30
Poco Simple (PS)
Simple (S)
Muy Simple (MS)
S
MS
S
MS
PS
Tabla 7.8.1 Rangos de aplicación para diversos sistemas de tratamiento en función de la
temperatura y las variaciones de carga y caudales
(a) A menor temperatura, mayor tiempo de digestión de lodos
(b) Si no precede un buen sistema de retención de arenas, perjudicara el
proceso de digestión de lodos posterior.
(c) Problemas de olores por: Mala operación, construcción o diseño (Carga
Superficial aplicada excedida)
(d) A menor temperatura mayor área superficial para chequear la intensidad de
carga aplicada y remoción de patógenos.
(e) La calidad del efluente se modela para temperaturas promedio del mes mas
frío, las demandas de oxigeno del proceso se modelan para las
temperaturas promedio del mes mas calido.
(f) Frente a las variaciones bruscas del caudal y carga, la aireación prolongada
y zanjas de oxidación presentan mayor estabilidad
1.
Instituto de Fomento Municipal INFOM. Criterios de diseño para proyectos
sanitarios. Borrador para discusión. Sección de alcantarillados, departamento
de proyectos Sanitarios. Guatemala, 1992.
2.
León, Guillermo, Etal. Proyecto de Norma Tecnica de edificaciones S.010.
CENCICO, Lima, Perú: 1996.
529
3.
CETESB, OPÇOES. Para Tratamento de Esgotos Domésticos de
Pequenas comunidades, São Pablo, Brasil, 1994.
4.
Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA
PEQUEÑAS COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
5.
Arceivala, J. Lagunas de estabilización. Folleto técnico. CEPIS. Lima,
Perú: 1973. Editado por el CEPIS 1993.
7.9. IMPACTO AMBIENTAL
Este elemento refleja la integración al ambiente de un sistema determinado, o
bien la reacción adversa que producirá su implementación. Es muy difícil y
arriesgado definir que un sistema en particular genera un desbalance sensible
al entorno, o que se adapta fácilmente; estableciendo una tendencia rígida de
que así se comportara en todos los casos. Cada sistema se adaptara en función
de la capacidad que el proyectista tenga para cubrir o compensar aquellos
aspectos que son desfavorables del sistema minimizando los efectos negativos,
evidentes y notorios del sistema.
Se considera que solo la información obtenida de sistemas en operación es la
fuente principal que respaldara la elaboración de aceptación o rechazo de los
sistemas monitoreados, ya que cada localidad posee un entorno diferente.
Es importante enfatizar que cuando se trata de implementar una planta de
tratamiento de aguas residuales, se acredita un rechazo de inmediato, ya que
se habla de manejar desechos indeseados, contaminados, mal oliente, etc., que
generan efectos secundarios lógicos y consecuentes de manejar este tipo de
desechos. Lo anterior permite comprender que cuando se habla de impacto
530
ambiental mínimo, no se refiere a la ausencia total y absoluta de efectos
molestos e indeseables; si no más bien de la mínima percepción de estos
efectos que estarán presentes como lógica consecuencia de tratar aguas
residuales. La tabla 7.9.1 refleja algunos aspectos registrados con frecuencia en
sistemas de tratamiento, asociados (cada uno) con un factor indicador.
Molestias de
Sistema
Integración
al entorno
Riesgos
para la
salud
Efectos
al suelo
B
A
Ba
olores
Ruidos
Insectos
Fosa séptica
PF/Ba
PI
PA
Tanques Imhoff
PF/Me
PI
PA
B
A
Me
PN
PI
PA
N
A
PF
PF/A
PI
PI
N
A
Me
PA
PF
PI
M
PA
PI
PA
PA
PA
M
Ba
PI
PA
PF
PN
N
Me
PN
Lagunas Anaerobias (a)
PF
PI
PN
M
A
PN
Lagunas Facultativas (a)
PI
PI
PN
N
Me
PN
Zanjas y lechos Filtrantes
R.A.F.A
Aireación
Prolongada
(Lodos Activados)
Filtros
Biológicos(Lechos
Bacterianos)
Lagunas Aereadas
(a) Malos olores producto de: Mala operación y mantenimiento o bien errores en el diseño.
Problemas inexistente (PI)
Problema Atípico (PA)
Problema Normal (PN)
Problema Frecuente (PF)
Mala (M)
Buena (B)
Alto (A)
Normal (N)
Medio (Me)
Bajo (Ba)
Tabla 7.9.1 Tabla estimativa de Impacto Ambiental para diversos Sistemas de tratamiento
de aguas residuales
Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA PEQUEÑAS
COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
Instituto de Fomento Municipal INFOM. Criterios de diseño para proyectos
sanitarios. Borrador para discusión. Sección de alcantarillados, departamento
de proyectos Sanitarios. Guatemala, 1992.
531
7.10. PRODUCCIÓN Y MANEJO DE LODOS
La producción de lodos en un proceso de depuración de aguas residuales, en
muchos de los casos, absorbe una gran parte de los costos de operación y
mantenimiento por lo que deben considerarse prioritarios aquellos sistemas que
produzcan menor volumen de lodos o cuya evacuación tratamiento o
disposición sea mas simple. La tabla 7.10.1 presenta rangos estimados de
producción de lodos, para diversos sistemas de tratamientos; expresados en
litros/m3 de aguas residuales.
Sistema
Producción de lodos
3
(lit/m )
Fosa séptica
0.90-2.00
Tanques Imhoff
1.50-2.00
Zanjas y lechos Filtrantes
R.A.F.A
45-60 Kg. SS/m3 de AR
Zanjas de Oxidación
Aireación Prolongada (Lodos Activados)
3.70
Filtros Biológicos(Lechos Bacterianos)
1.30
Lagunas Aereadas
1.2-5.0
Lagunas Anaerobias
0.40-0.70
Lagunas Facultativas
1.2-1.6
Tabla 7.10.1 Rangos estimados de producción de lodos en función del sistema de
tratamiento de agua residual adoptado.
Collado Lara, Ramón. DEPURACIÓN DE AGUAS RESIDUALES PARA PEQUEÑAS
COMUNIDADES. España; Ed. Señor, 1,990.
Vieira, Sonia, Tratamiento de Aguas Residuales Domésticas. Folleto técnico, CETESB, Sao
Pablo Brasil, 1990.
532
CAPITULO VIII
CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
533
CONCLUSIONES
Al desarrollar el trabajo de graduación se puede concluir que:
• El tratamiento de aguas residuales domésticas es de suma importancia a
fin de no dañar el ambiente por medio de descargas no tratadas
previamente y disminuir las enfermedades de origen hídrico.
• En la actualidad es necesario un documento que contenga información útil
que pueda usarse como fundamento para la elección de los criterios de
diseño
• Con los parámetros propuestos en este documento y la información
presentada de las unidades de tipo biológico y físico de plantas de
tratamiento de aguas residuales, se fortalecerá el criterio para efectuar el
diseño de una planta de tratamiento de aguas residuales domésticas.
• La creación del presente manual para el diseño de unidades de tipo
biológico y físico en plantas de tratamiento de aguas residuales
domésticas en El Salvador, proporcionará criterios de selección y diseño
de las unidades más comunes en el tratamiento de las aguas residuales
domésticas.
534
•
Las unidades de tipo biológico y físico utilizadas en El Salvador son:
o Medidores de caudal (Parshall y Sutro)
o Rejas
o Desarenadores de flujo horizontal
o Trampas de grasas y aceites
o Filtro Biológico
o Reactores Anaerobios de Flujo Ascendente
o Fosas Sépticas
o Tanques Imhoff
o Sedimentadores primarios y secundarios tipo Dortmund
o Lagunas Facultativas, anaerobias y de maduración
o Lodos Activados (Aireación extendida y de tipo convencional)
o Patios de secado de lodos
•
El uso de lagunas de estabilización en El Salvador es relativamente poco
y a través del estudio para la elaboración del presente manual se puede
conocer la gran utilidad y la buena aplicación que tendría en El Salvador
de llegar a implementarse su uso con mayor demanda.
535
RECOMENDACIONES
•
Se recomienda la elaboración de una Guía práctica para el diseño de
unidades de tratamiento de aguas residuales domésticas en El Salvador.
La Guía mencionada debe ser el resultado de estudios y monitoreos en
el país y en la región Centro americana.
•
Se propone la construcción o instalación de plantas de tratamiento de
aguas residuales piloto en los interiores de la Universidad de El Salvador,
a fin de analizar con mayor exactitud los procesos que se dan en las
unidades de tratamiento de tipo biológico y físico.
•
Debido a la importancia que esta adquiriendo el tratamiento de aguas
residuales en El Salvador, es necesario la implementación de maestrías
y programas de estudio más intensos, que den como resultado
profesionales mas capacitados en el diseño, operación y mantenimiento
de plantas de tratamiento.
y Se recomienda la creación de una norma técnica que regule los
parámetros aplicables en el territorio nacional, concernientes al diseño de
unidades de tipo biológico y físico en Plantas de Tratamiento de Aguas
Residuales domésticas.
536
y Para realizar un diseño adecuado de las unidades de una planta de
tratamiento de aguas residuales domésticas, se recomienda el uso de
parámetros, procesos y criterios que representen las condiciones del
entorno, del tipo de agua y población para los que se efectuará el diseño.
•
Es necesaria la implementación de una investigación mucho mas amplia,
donde se realicen mediciones directas en las plantas de tratamiento y se
estimen los parámetros necesarios para el diseño, a fin de que se cuente
con datos obtenidos en el país y no se tenga la necesidad de recurrir a
los encontrados por medio de la experimentación en otros países. Esto
se conseguirá por medio de la inversión en plantas pilotos donde se
observe el comportamiento de la planta de tratamiento, ya que estas
actúan como un ser vivo y a fin de comprender su comportamiento es
necesario la aplicación de los conceptos teóricos en la experimentación.
537
BIBLIOGRAFÍA
y Manual Técnico del Agua: DEGREMONT, Francia ,1973.
y Norma Boliviana NB 688: “Instalaciones sanitarias-alcantarillado sanitario,
pluvial y tratamiento de aguas residuales”
DIRECCIÓN GENERAL DE SANAMIENTO BÁSICO DIGESBA, DICIEMBRE
DE 2001
y GIRÓN MORALES, RUBEN ALEXANDER “Consideraciones ambientales
para plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas utilizando
tanques Imhoff en la Colonia el tesoro, Mixco”. Trabajo de Graduación de la
Universidad de San Carlos, Guatemala, septiembre de 2004.
y "Tratamiento de Aguas Residuales en Pequeñas Poblaciones", Editorial
McGraw-Hill, 776 páginas, Colombia.
y Metcalf & Eddy. “Tratamiento y depuración de las Aguas Residuales”.
España, Primera Edición. Editorial Labor S.A.
y Metcalf & Eddy., "Ingeniería de aguas residuales: Tratamiento, vertido y
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752 páginas, México, D.F.
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